Innholdsfortegnelse - Svenskt Vatten

Innholdsfortegnelse 

Innholdsfortegnelse .................................................................................................................... 1 

Sammendrag............................................................................................................................... 8 

1 Introduksjon...................................................................................................................... 15 

1.1 Om bakgrunnen for rapporten.................................................................................. 15 

1.2 Noen utfordringer som Drikkevannsforskriften m/veileder gir ............................... 17 

1.2.1 Hva er en hygienisk barriere?........................................................................... 17 

1.2.2 Tiltak i nedbørfelt/vannkilde som hygienisk barriere ...................................... 18 

1.2.3 Vannbehandling som hygienisk barriere .......................................................... 18 

1.2.4 Hvilke indikatorer skal vi bruke for å overvåke barriereeffekt ved 

desinfeksjon? .................................................................................................... 19 

1.3 Innholdet i denne rapporten...................................................................................... 20 

2 Patogener som man skal ha barrierer mot ........................................................................ 21 

2.1 Typer av patogener................................................................................................... 21 

2.1.1 Protozoer .......................................................................................................... 21 

2.1.1.1 Cryptosporidium........................................................................................... 21 

2.1.1.2 Giardia ......................................................................................................... 22 

2.1.2 Bakterier ........................................................................................................... 22 

2.1.2.1 Campylobacter.............................................................................................. 22 

2.1.2.2 Salmonella .................................................................................................... 23 

2.1.3 Virus ................................................................................................................. 23 

2.1.3.1 Adenovirus ................................................................................................... 23 

2.1.3.2 Norovirus...................................................................................................... 24 

2.1.4 Sopp.................................................................................................................. 24 

2.2 Smitteveier................................................................................................................ 24 

2.3 Indikator mikroorganismer....................................................................................... 25 

2.3.1 Bakgrunn .......................................................................................................... 25 

2.3.2 ”Nye” begrep: Indeks og indikator mikroorganismer ...................................... 26 

2.3.3 Typer av indikatorer som benyttes................................................................... 27 

2.3.3.1 Koliforme bakterier (KB)............................................................................. 27 

2.3.3.2 Termotolerante (fekale) koliforme bakterier (TKB) / E. coli....................... 27 

2.3.3.3 Enterokokker/ fekale streptokokker............................................................. 28 

2.3.3.4 Heterotrofe bakterier (kimtall). .................................................................... 28 

2.3.3.5 Clostridium perfringens ............................................................................... 29 

2.3.3.6 Kolifager....................................................................................................... 30 

2.3.4 Bruk av indikatororganismer for helserelatert risikobestemmelse................... 30 

2.4 Forekomst av patogener i norsk drikkevann ............................................................ 32 

2.4.1 Patogene som er assosiert til registrerte sykdomsutbrudd................................ 32 

2.4.2 Innhold av ulike patogene i vann ..................................................................... 33 

2.4.2.1 Protozoer. ..................................................................................................... 33 

2.4.2.2 Patogene bakterier ........................................................................................ 34 

2.4.2.3 Opportunistisk patogene bakterier................................................................ 35 

2.4.2.4 Virus ............................................................................................................. 36 

2.4.2.5 Sopp.............................................................................................................. 36 

2.5 Eksempler fra utlandske vannforekomster............................................................... 37 

2.6 Behovet for beredskap mot patogene mikroorganismer i norsk drikkevann............ 38 

3 Oversikt over desinfeksjonsmetoder ................................................................................ 40 

3.1 Generelt om desinfeksjon ......................................................................................... 40 

3.1.1 Desinfeksjonsmekanismer................................................................................ 40 

Tilleggsrapport til NORVAR-rapport 147/2006 1

3.1.2 Faktorer som påvirker desinfeksjonseffektiviteten .......................................... 41 

3.1.2.1 Kontakttid..................................................................................................... 41 

3.1.2.2 Konsentrasjon av desinfeksjonsmidlet ......................................................... 42 

3.1.2.3 Ct-verdien..................................................................................................... 42 

3.1.2.4 Strømningsbildet i desinfeksjonsreaktoren .................................................. 44 

3.1.2.5 Temperatur................................................................................................... 46 

3.1.2.6 Vannets sammensetning............................................................................... 46 

3.1.3 Noen desinfeksjonsbegreper............................................................................. 47 

3.2 Desinfeksjon med klorforbindelser .......................................................................... 47 

3.2.1 Desinfeksjon med klor...................................................................................... 47 

3.2.1.1 Klor reaksjoner med vann ............................................................................ 48 

3.2.1.2 Fritt tilgjengelig klor .................................................................................... 48 

3.2.1.3 Bundet tilgjengelig klor................................................................................ 50 

3.2.2 Bruk av kloramin for sekundærdesinfeksjon.................................................... 51 

3.2.2.1 Generering.................................................................................................... 51 

3.2.2.2 Doseringspunkt............................................................................................. 51 

3.2.3 Bruk av klordioksid .......................................................................................... 52 

3.2.4 Effektiviteten av klorforbindelser til desinfeksjon ........................................... 53 

3.2.4.1 Bakterier ....................................................................................................... 53 

3.2.4.2 Virus ............................................................................................................. 53 

3.2.4.3 Parasitter....................................................................................................... 54 

3.2.5 Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter............................................................. 55 

3.2.5.1 Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter ved klorering .................................. 55 

3.2.5.2 Desinfeksjonsbiprodukter ved kloraminering .............................................. 58 

3.2.5.3 Desinfeksjonsbiprodukter ved klordioksid................................................... 58 

3.3 Desinfeksjon med ozon ............................................................................................ 58 

3.3.1 Generelt om ozon ............................................................................................. 58 

3.3.2 Elementene i et ozonanlegg.............................................................................. 59 

3.3.2.1 Fødegassen ................................................................................................... 59 

3.3.2.2 Ozongeneratoren .......................................................................................... 60 

3.3.3 Innblandings-, kontakt- og reaksjonstanker ..................................................... 60 

3.3.3.1 Diffusorsystemer .......................................................................................... 61 

3.3.3.2 Injektorsystemer........................................................................................... 62 

3.3.3.3 Turbininnblandere ........................................................................................ 63 

3.3.3.4 Pakkede kolonner ......................................................................................... 64 

3.3.3.5 ”Spay”kammere............................................................................................ 65 

3.3.3.6 U-rør............................................................................................................. 65 

3.3.3.7 Ozon-destruksjon.......................................................................................... 66 

3.3.4 Desinfeksjonseffektivitet ved ozonering.......................................................... 66 

3.3.4.1 Bakterier ....................................................................................................... 66 

3.3.4.2 Virus ............................................................................................................. 66 

3.3.4.3 Parasitter....................................................................................................... 67 

3.3.4.4 Faktorer som innvirker på effektiviteten...................................................... 68 

3.3.5 Desinfeksjonsbiprodukter ved ozonering......................................................... 68 

3.3.5.1 Bromat .......................................................................................................... 69 

3.4 Desinfeksjon med UV bestråling ............................................................................. 69 

3.4.1 Generelt om UV-desinfeksjon.......................................................................... 70 

3.4.2 UV-dose og dosefordeling................................................................................ 72 

3.4.2.1 UV-dose........................................................................................................ 72 

3.4.2.2 UV-dose responsbestemmelse...................................................................... 73 


3.4.2.3 UV-transmisjon ............................................................................................ 74 

3.4.3 UV-anlegg ........................................................................................................ 74 

3.4.3.1 UV-reaktoren................................................................................................ 75 

3.4.3.2 UV- lamper................................................................................................... 76 

3.4.3.3 Kvartsrørene................................................................................................. 77 

3.4.3.4 Sensorer og måleutstyr................................................................................. 78 

3.4.3.5 Temperaturmålere ........................................................................................ 78 

3.4.4 Måling av desinfeksjonseffektivitet ................................................................. 78 

3.4.5 Vannkvalitetens innflytelse.............................................................................. 79 

3.4.6 Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter............................................................. 79 

3.4.7 Inaktiveringseffektivitet ved UV-desinfeksjon ................................................ 80 

3.4.7.1 Bakterier ....................................................................................................... 81 

3.4.7.2 Virus ............................................................................................................. 82 

3.4.7.3 Parasitter....................................................................................................... 82 

3.4.7.4 Indikatorer og modellorganismer ................................................................. 83 

3.4.7.5 Oppsummering når det gjelder inaktiveringseffekt med UV....................... 84 

3.4.8 Godkjenning av UV-aggregater ....................................................................... 85 

3.5 Avanserte oksidasjonsmetoder................................................................................. 86 

3.5.1 Ozon baserte prosesser..................................................................................... 87 

3.5.2 Hydrogen peroksid baserte løsninger ............................................................... 87 

3.5.3 Katalysatorbaserte metoder.............................................................................. 87 

3.5.4 Potensialet for AOP i Norge............................................................................. 87 

3.6 Bruk av flere desinfeksjonstiltak samtidig (kombinert desinfeksjon)...................... 88 

3.6.1 Klor/kloramin ................................................................................................... 88 

3.6.2 Klordioksid/kloramin ....................................................................................... 88 

3.6.3 Ozon/klor eller ozon/kloramin ......................................................................... 89 

3.6.4 Ozon/UV.......................................................................................................... 89 

3.6.5 UV/Klor eventuellt UV/Kloramin.................................................................... 90 

3.7 Inaktiveringseffekt ved andre vannbehandlingsmetoder.......................................... 90 

3.7.1 Hurtigfiltrering uten koagulering ..................................................................... 91 

3.7.2 Langsomsandfiltrering/elvebankinfiltrasjon .................................................... 91 

3.7.3 Koagulering/filtrering....................................................................................... 91 

3.7.4 Membranfiltrering ............................................................................................ 94 

3.7.4.1 Karakterisering av membraner ..................................................................... 94 

3.7.4.2 Membraner som hygienisk barriere i drikkevannsbehandling ..................... 95 

3.7.4.3 Membrananleggets integritet ........................................................................ 96 

3.7.4.4 Barriereeffekten i membrananlegg............................................................... 98 

3.7.5 Ozonering/biofiltrering..................................................................................... 98 

3.7.6 Oppsummering – Barriereeffekt av parasitter ved separering.......................... 98 

4 Risiko og sårbarhet ......................................................................................................... 100 

4.1 Hva er problemet .................................................................................................... 100 

4.2 Definisjoner ............................................................................................................ 101 

4.2.1 Risikofaktor.................................................................................................... 101 

4.2.2 Risiko.............................................................................................................. 101 

4.2.3 Risikovurdering.............................................................................................. 101 

4.2.4 Risikohåndtering ............................................................................................ 101 

4.2.5 Risiko-kommunikasjon .................................................................................. 102 

4.3 Helsebaserte mål for vannforsyningen ................................................................... 102 

4.4 Identifikasjon av uønskede hendelser..................................................................... 103 

4.4.1 Verktøy for å oppdage og vurdere effekten av feil og uønskede hendelser ... 103 


4.4.1.1 Failure Modes and Effect Analysis (FMEA) - et verktøy for å bestemme 

hvordan feil kan skje og effekten av feil .................................................... 103 

4.4.1.2 Feil-tre (Fault tree) analyse (FTA)............................................................. 103 

4.4.1.3 Hendelsestre (Event tre) analyse (ETA)..................................................... 104 

4.5 Bestemmelse av risiko............................................................................................ 104 

4.5.1 Risikobestemmelse og rangering av uønskede hendelser vha matriseverdier 104 

4.5.2 Bestemmelse av risiko for infeksjon .............................................................. 106 

4.5.2.1 Epidemiologiske undersøkelser.................................................................. 106 

4.5.2.2 Kvantitativ mikrobiell risikoanalyse (QMRA)........................................... 106 

4.6 Kvantitativ mikrobiell risikoanalyse (QMRA)....................................................... 106 

4.6.1 Gjennomføring av QMRA.............................................................................. 106 

4.6.2 Eksempel på bruk av QMRA svensk vannforsyning..................................... 108 

4.6.3 Andre eksempler på bruk av QMRA.............................................................. 109 

4.7 Hazard Analysis and Critical Control Points (HACCP) – et redskap for å styre 

risiko og vannkvalitet ............................................................................................. 110 

4.7.1 Styringstiltak .................................................................................................. 111 

4.7.2 Styringspunkt (Critical control points CCP).................................................. 111 

4.7.3 Understøttende program ................................................................................. 112 

4.7.4 Eksempler på gjennomføring av HACCP ...................................................... 112 

4.7.4.1 Eksempler fra Danmark.............................................................................. 112 

4.7.4.2 Eksempler fra Sveits................................................................................... 113 

4.7.5 Eksempler på mulige styringspunkt (CCP) ved vannverk ............................. 114 

4.7.5.1 Vannkilden ................................................................................................. 114 

4.7.5.2 Klorering .................................................................................................... 115 

4.7.5.3 Ozonering................................................................................................... 115 

4.7.5.4 UV-anlegg .................................................................................................. 115 

4.7.5.5 Membranfiltrering ...................................................................................... 115 

4.7.5.6 Ledningsnett ............................................................................................... 116 

4.8 Water Safety Plan................................................................................................... 116 

4.8.1 Oppbyggingen av en WSP ............................................................................. 117 

4.9 Dagens praksis mhp risikohåndtering .................................................................... 118 

4.9.1 Norge .............................................................................................................. 118 

4.9.1.1 Eksempel på risiko analyse: Trondheim .................................................... 119 

4.9.2 Europa ............................................................................................................ 119 

4.9.2.1 EU regelverk............................................................................................... 119 

4.9.2.2 Storbritannia. Cryptosporidium regelverk.................................................. 120 

4.9.2.3 Andre europeiske land................................................................................ 121 

4.9.3 HACCP og norske vannverk .......................................................................... 121 

5 Norsk desinfeksjonspraksis i dag................................................................................... 122 

5.1 Desinfeksjon ved norske vannverk......................................................................... 122 

5.1.1 Registrerte brudd på kravet om null E. coli i levert vann............................... 124 

5.1.2 Svikt i hygieniske barrierer ............................................................................ 124 

5.1.3 Erfaringer med kloreringsanlegg og UV-anlegg............................................ 125 

5.2 Eksisterende veiledninger mht desinfeksjonspraksis............................................. 125 

5.2.1 Tilsigsområde/vannkilde som hygienisk barriere........................................... 126 

5.2.2 Vannbehandling som hygienisk barriere ........................................................ 126 

6 Desinfeksjonspraksis i andre land sammenlignet med den i Norge ............................... 128 

6.1 Opplegget for spørreundersøkelsen........................................................................ 128 

6.2 Generelt om desinfeksjonspraksis.......................................................................... 129 


6.2.1 Sammenligning av norsk desinfeksjonspraksis generelt med den i andre land 

130 

6.3 Om lover, forskrifter og standarder ........................................................................ 131 

6.3.1 Sammenligning av lover, forskrifter og standarder i Norge med den i andre 

land ................................................................................................................. 133 

6.4 Om indikatororganismer og patogener................................................................... 134 

6.4.1 Sammenligning vedrørende bruk av indikatororganismer samt frykt for 

sykdomsfremkallende mikroorganismer i Norge og i andre land. ................. 135 

6.5 Om bruk av desinfeksjonsmetoder ......................................................................... 136 

6.5.1 Sammenligning mellom Norge og andre land mht bruk av ulike 

desinfeksjonsmetoder ..................................................................................... 138 

6.6 Om tilsettingspunkt og doseringsmengde .............................................................. 138 

6.6.1 Sammenligning mellom Norge og andre land når det gjelder tilsettingspunkt og 

doseringsmengde ............................................................................................ 141 

6.6.1.1 Tilsettingspunkt.......................................................................................... 141 

6.6.1.2 Doseringsmengder...................................................................................... 141 

6.6.1.3 Kontakttid................................................................................................... 142 

6.7 Om desinfeksjonsrest ............................................................................................. 142 

6.7.1 Sammenligning av praksis i Norge og andre land mht desinfeksjonsrest ...... 143 

6.8 Om dimensjoneringskriterier.................................................................................. 144 

6.8.1 Sammenligning vedrørende dimensjoneringskriterier ................................... 145 

6.9 Generelle kommentarer .......................................................................................... 145 

7 Amerikanske regler for dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg...................... 147 

7.1 Grunnlagsdokumenter ............................................................................................ 147 

7.2 Regler vedrørende desinfeksjonsanlegg................................................................. 147 

7.2.1 Bestemmelse av kontakttiden, T .................................................................... 147 

7.2.1.1 Tracer studier.............................................................................................. 148 

7.2.1.2 Baffling factor ............................................................................................ 150 

7.3 Andre behandlingsprosesser................................................................................... 151 

7.4 Klorering ................................................................................................................ 154 

7.5 Ozonering............................................................................................................... 157 

7.5.1 Inaktivering av Giardia og virus .................................................................... 157 

7.5.1.1 Bestemmelse av C ...................................................................................... 158 

7.5.1.2 Inaktivering etter T 10 metoden ................................................................... 159 

7.5.1.3 Inaktivering etter CSTR-metoden .............................................................. 160 

7.5.1.4 Inaktivering etter SFA-metoden................................................................. 161 

7.5.2 Inaktivering av Cryptosporidium ................................................................... 161 

7.5.2.1 Inaktivering etter T 10 metoden ................................................................... 163 

7.5.2.2 Inaktivering etter CSTR-metoden .............................................................. 164 

7.5.2.3 Inaktivering etter Extended CSTR-metoden .............................................. 164 

7.5.2.4 Andre metoder for beregning av inaktivering av Crypto........................... 168 

7.6 UV-anlegg .............................................................................................................. 169 

7.6.1 Generelt .......................................................................................................... 169 

7.6.2 Biodosimeter test............................................................................................ 169 

7.6.3 Krav til UV-dose ............................................................................................ 171 

7.6.4 Enkelte driftsaspekt........................................................................................ 172 

8 Forslag til en prosedyre for bestemmelse av optimal desinfeksjonspraksis................... 174 

8.1 Oppbygning av en prosedyre.................................................................................. 174 

8.1.1 ”Risikosituasjonen” ........................................................................................ 174 

8.1.2 Sårbarhetssituasjonen..................................................................................... 174 


8.1.3 Vannkvalitetssituasjonen................................................................................ 176 

8.1.4 Tiltak i nedslagsfelt/kilde og øvrige vannbehandlingstiltak........................... 177 

8.2 Bestemmelse av kvalitetsnivå ................................................................................ 177 

8.3 Bestemmelse av barrierehøyde............................................................................... 179 

8.4 Log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt og vannkilde ................................................... 180 

8.5 Log-kreditt for vannbehandling.............................................................................. 182 

8.6 Bestemmelse av nødvendig log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen........................... 183 

9 Beregnings- og testmetoder (”verktøykasse”) for desinfeksjon..................................... 185 

9.1 Dimensjoneringsgrunnlag ...................................................................................... 185 

9.1.1 Dimensjonerende vannmengde ...................................................................... 185 

9.1.2 Dimensjonerende sammensetning på vannet som skal desinfiseres .............. 186 

9.1.3 Dimensjonerende temperatur ......................................................................... 186 

9.2 Generelt om Ct-beregning og bestemmelse av nødvendig dose ............................ 186 

9.3 Klorering ................................................................................................................ 187 

9.3.1 Prosessforløpet ............................................................................................... 187 

9.3.2 Bestemmelse av t eff i Ct-beregningen............................................................. 188 

9.3.3 Bestemmelse av C eff i Ct-beregningen ........................................................... 189 

9.3.4 Nødvendig klordose ....................................................................................... 190 

9.3.5 Beregningsprosedyre og bruk av Ct for klor.................................................. 191 

9.3.5.1 Dokumentasjon i driftssituasjon................................................................. 191 

9.3.5.2 Dimensjonering .......................................................................................... 192 

9.3.5.3 Testprosedyre for bestemmelse av klorkonstanter..................................... 193 

9.4 Ozonering............................................................................................................... 194 

9.4.1 Prosessforløpet ............................................................................................... 194 

9.4.2 Reaktortyper................................................................................................... 197 

9.4.3 Bestemmelse av t eff i Ct-beregningen............................................................. 197 

9.4.4 Bestemmelse av C eff i Ct-beregningen ........................................................... 198 

9.4.4.1 Definisjon av parametere............................................................................ 198 

9.4.4.2 C eff i kontakttanken..................................................................................... 199 

9.4.4.3 C eff i reaksjonstanken ................................................................................. 199 

9.4.5 Nødvendig ozondose ...................................................................................... 201 

9.4.6 Beregningsprosedyre og bruk av Ct for ozon................................................. 202 

9.4.6.1 Dokumentasjon i driftssituasjonen............................................................. 202 

9.4.6.2 Dimensjoneringssituasjon .......................................................................... 204 

9.4.6.3 Testprosedyre for bestemmelse av ozonkonstanter.................................... 205 

9.5 UV-bestråling......................................................................................................... 206 

9.5.1 Dimensjonering og drift av UV-anlegg.......................................................... 207 

9.6 Dimensjonerende Ct-verdier .................................................................................. 210 

10 Oppsummering og anbefalinger ................................................................................. 212 

10.1 Behovet for en revisjon av desinfeksjonspraksis ................................................... 212 

10.2 Patogene mikroorganismer og indikatororganismer .............................................. 212 

10.2.1 Bakterier ......................................................................................................... 212 

10.2.2 Virus ............................................................................................................... 212 

10.2.3 Protozoer ........................................................................................................ 213 

10.2.4 Sopp................................................................................................................ 213 

10.2.5 Forekomst av patogener i norsk drikkevann .................................................. 213 

10.2.6 Utviklingen i Norge........................................................................................ 214 

10.3 Desinfeksjonsmetoder og metoder som fjerner patogener ..................................... 214 

10.3.1 Desinfeksjonseffektivitet................................................................................ 214 

10.3.2 Desinfeksjonsmetoder .................................................................................... 215 


10.3.3 Desinfeksjonsmetodenes effektivitet.............................................................. 215 

10.3.4 Andre behandlingsmetoder som gir barrierevirkning .................................... 216 

10.4 Risiko og sårbarhet ................................................................................................. 216 

10.4.1 Helsebaserte mål for vannforsyningen ........................................................... 217 

10.4.2 QMRA............................................................................................................ 217 

10.4.3 HACCP........................................................................................................... 217 

10.4.4 WSP................................................................................................................ 218 

10.5 Norsk desinfeksjonspraksis i dag........................................................................... 218 

10.6 Desinfeksjonspraksis i andre land sammenlignet med den i Norge ....................... 218 

10.6.1 Lover og regler vedrørende desinfeksjon ....................................................... 219 

10.6.2 Bruk av sluttdesinfeksjon i vannbehandlingen............................................... 219 

10.6.3 Bruk av klor som desinfeksjonsmiddel .......................................................... 219 

10.6.4 Bruk av kraftigere oksydasjonsmidler............................................................ 220 

10.6.5 Desinfeksjonsrest............................................................................................ 220 

10.6.6 Sikring av desinfeksjonen som tilstrekkelig hygienisk barriere..................... 220 

10.7 Dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg med ut gangspunkt i amerikanske 

regelverk ................................................................................................................. 221 

10.8 Forslag til en prosedyre for bestemmelse av optimal desinfeksjonspraksis........... 222 

10.8.1 Oppbygning av prosedyren ............................................................................ 222 

10.8.2 Problemstillinger knyttet til den foreslåtte prosedyre – behovet for videre 

utredninger ...................................................................................................... 223 

10.9 Beregnings- og testmetoder (”verktøykasse”) for desinfeksjon............................. 224 

10.10 Anbefalinger ....................................................................................................... 225 

10.10.1 Anbefalinger mht planleggingsprosedyre .................................................. 226 

10.10.2 Om beregnings- og testmetoder for klor og ozon....................................... 226 

10.10.3 Om testmetoder for dimensjonering av UV-anlegg ................................... 227 

10.10.4 Anbefalinger mht overvåkning av patogene mikroorganismer .................. 227 

10.10.5 Anbefalinger mht risiko og sårbarhet ......................................................... 228 

Referanser............................................................................................................................... 229 


Sammendrag 

Den er et betydelig kunnskapsbehov vedrørende desinfeksjon her i landet. Det prosjektet som 

NORVAR har igangsatt og som denne rapporten er et resultat av, tar primært sikte på å 

sammenstille kunnskap på feltet med tanke på å øke kompetansen om desinfeksjon i 

drikkevannsbransjen. I prosjektbeskrivelsen er det spesielt trukket frem at man skal gi en 

oversikt over desinfeksjonspraksis i andre land og å sammenligne denne norsk praksis. Denne 

informasjonen skal sammen med gjennomgang av sentrale elementer i forbindelse med 

desinfeksjon (patogenindikatorer, desinfeksjonsmetoder og deres effektivitet etc.) danne 

grunnlag for forslag til hvordan desinfeksjonspraksis i Norge vil kunne utvikles i lys av 

intensjonene og innholdet i Drikkevannsforskriften. 

Det er laget to rapporter i prosjektet: 1) selve hovedrapporten og 2) en tilleggsrapport som er 

mer omfattende enn hovedrapporten spesielt mht innhold av teknisk karaktér. 

De to viktigste årsakene til at det er behov for en revisjon av den desinfeksjonspraksis man 

har hatt i Norge de siste ti-år er: 

• Implementeringen av Drikkevannsforskriften (01.01.2002) og spesielt kravet her om 

”to hygieniske barrierer” 

• Erkjennelsen av at man også i norske vannkilder må regne med at man det 

forekommer klorresistene patogene mikroorganismer (parasitter) 

Patogene mikroorganismer og indikatororganismer 

Som et alternativ til direkte påvisning av patogene mikroorganismer er man henvist til å 

benytte indikatororganismer, stort sett indikatorbakterier. 

I Norge og i de fleste andre land er Campylobacter den bakterie som er den viktigste årsaken 

til vannbårne utbrudd. Campylobacter er ikke spesielt resistent overfor desinfeksjon og E. coli 

anses derfor for å være en god indikator nærvær av bakterier etter desinfeksjon. 

Norovirus er den hyppigste årsak til vannbårne sykdomsutbrudd forårsaket av vann både i 

Norge og i mange andre land. Fordi norovirus generelt har noe høyere motstand mot 

desinfeksjon enn E. coli, så er ikke E. coli en pålitelig indikator mht nærvær av norovirus etter 

desinfeksjon. Adenovirus (f. eks. type 40 og 41), er påvist i vannkilder og i behandlet vann. 

Dette viruset kan få stor betydning for desinfeksjonspraksis fordi det har høy resistens mot 

desinfeksjon, i særdeleshet mot UV-bestråling. 

Cryptosporidium er en parasitt som omfatter 8 arter og av dem er det C. parvum som har 

forårsaket de fleste infeksjoner hos mennesker. Oocystene er svært motstandsdyktige overfor 

klorering, mindre overfor ozon og er lite motstandsdyktige overfor UV. I de siste 20 år er det 

rapportert flere vannbårne utbrudd forårsaket av parasitten Giardia i Vest-Europa. Giardia 

cystene er mer resistente enn fekale bakterier overfor klor og ozon, men ikke så resistente som 

Cryptosporidium. Parasittene er lite resistente overfor UV bestråling. Generelt vil E. coli 

derfor ikke være en pålitelig indikator for nærvær av parasitter i drikkevann etter 

desinfeksjon. 

På grunn av sin høye resistens mot desinfeksjon blir sporer av Clostridium perfringens 

benyttet som indikator for parasitter (Giardia og Cryptosporidium) i flere land. 


Muggsopp har de senere år fått stadig økt oppmerksomhet som årsak til allergier og 

infeksjoner hos mennesker. Muggsopp-sporer kan være resistente overfor ulike 

desinfeksjonsmetoder (klor, UV), men fjernes godt som partikler (koagulering/filtrering, 

membranfiltrereing). 

Forekomst av patogener i norsk drikkevann 

Det forekommer årlige sykdomsutbrudd i Norge pga vannbåren smitteoverføring. I løpet av 

perioden 1988-2002 ble det registrert i alt 72 utbrudd vannbårne sykdomsutbrudd i Norge. 

Campylobacter var årsak ved 26 % av utbruddene, norovirus ved 18 % mens smittestoffet var 

ukjent for 46 % av utbruddene. Cryptosporidium er ikke identifisert som sykdomsårsak i 

Norge, mens Giardia for første gang ble registrert som årsak i 2004. Basert på den 

informasjonen en har innhentet i dette prosjektet, er det gjort et grovt anslag over mulig 

konsentrasjonsnivå av de viktigste patogene mikroorganismer i norske vannforekomster 

(overflatevann). 

Patogene virus: Norovirus: 0-2000 per L 

Patogene bakterier: Campylobacter: 0-50 per 100 mL 

Patogene protozoer: Giardia: 

0-4 per 10 L 

Cryptosporidium: 0-4 per 10 L 

Utviklingen i Norge 

Selv om vannverkseiere selvsagt må ta utgangpunkt i de indikatororganismer som ligger til 

grunn i Drikkevannsforskriften, er det grunn til i større grad å kartlegge situasjonen i 

vannkildene mer spesifikt, spesielt mht virus og parasitter. Det kan være grunn til å stille 

spørsmålstegn ved om de indikatororganismer vi benytter for overvåkning av vannkvalitet i 

henhold til Drikkevannsforskriften er egnet som indikatorer for vurdering av barrierevirkning 

ved desinfeksjon. 

Denne rapporten viser at noen av desinfeksjonsmetodene er mer effektive overfor en 

patogentype mens en annen metode en mer effektiv overfor en annen patogentype. Av de 

patogene som vi dag kan tenkes å ha barriere mot, er Cryptosporidium mest resistent overfor 

klor, mens Adenovirus er mest resistent overfor UV-bestråling. Dersom vi skal legge disse to 

mikroorganismene til grunn for vår praksis og politikk med hensyn til utøvelsen av kravet til 

to hygieniske barrierer, vil det kreve en betydelig omlegging av norsk desinfeksjonspraksis. 

Desinfeksjonsmetoder og metoder som fjerner patogener 

De dominerende desinfeksjonsmetoder i Norge er klorering og UV-bestråling. Disse 

metodene, samt andre metoder som i større grad er i bruk i andre land, bl.a. ozonering, er 

grundig diskutert i rapporten. 

De ulike desinfeksjonsmetoder har ulik inaktiveringseffektivitet overfor ulike 

mikroorganismer. Det er en direkte sammenheng mellom inaktiverings-effektivitet og Ctverdi. 

Ct verdien blir derfor svært sentral for dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg 

fordi den kan fortelle oss hvilken inaktiveringsgrad vi kan forvente ved en bestemt 

konsentrasjon (C) av desinfeksjonsmiddel og en bestemt kontakttid (t) mellom den aktuelle 

mikroorganisme og den aktuelle konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel. 


Desinfeksjonsmetoder 

Klorering er fortsatt den vanligste metode når vi betrakter antall mennesker forsynt eller m 3 

vann behandlet. I mange land arbeider man imidlertid med strategier for å erstatte klor som 

desinfeksjonsmiddel. Dette skyldes: 

• Dannelse av helseskadelige biprodukter når klor reagerer med naturlig organisk stoff 

• Klors dårlige inaktiveringseffektivitet overfor parasitter 

UV-bestråling øker sterkt i omfang først og fremst for å ”demme opp” for parasitter. Det er 

imidlertid en viss usikkerhet knyttet til bruk av UV pga den lave effektiviteten overfor visse 

typer av virus (Adenovirus). 

Ozonering er lite brukt i Norge. Hovedsakelig brukes metoden som forbehandling i anlegg for 

ozonering/-biofiltrering. Kombinert med UV-bestråling vil metoden (riktig dimensjonert) gi 

en høy barriereeffekt mht alle de aktuelle patogene mikroorganismer. Kloramin er lite brukt i 

Norge og klordioksid brukes ikke i hele tatt. 

Desinfeksjonsmetodenes effektivitet 

I rapporten har man gått gjennom ulike effektiviteter mhp inaktivering som er rapportert: 

Klor-forbindelser 

• Klor er et svært effektivt desinfeksjonsmiddel overfor bakterier og rapporterte Ctverdier 

ligger vanligvis under 2 mg . min/l for 3 log inaktivering ved 1 o C. 

• Noen enteriske virus er mer resistente overfor fri klor enn bakterier og krever høye Ctverdier 

for inaktivering (for eksempel er det rapport om Ct = 30 mg . min/l for 

Poliovirus for 4 log inaktivering). 

• Klor er svært lite effektivt overfor parasitter og krever så høy Ct-verdier for 

inaktivering at bruk av klor for inaktivering av parasitter er praktisk/økonomisk 

uinteressant. 

• Kloramin er lite effektiv både overfor bakterier, virus og parasitter, mens klordioksyd 

er om lag like effektiv som klor overfor bakterier og virus, men noe mer effektiv 

overfor parasitter. 

Ozon 

• Ozon er svært effektivt overfor bakterier (Ct < 1 mg . min/l for 3 log inaktivering ved 

1 o C). 

• Ozon er mer effektiv enn klor overfor virus (Ct < 2 mg . min/l for 3 log inaktivering ved 

1 o C). 

• Ozon er effektiv overfor Giardia (Ct < 3 mg . min/l for 2 log inaktivering ved 1 o C), 

men er mindre effektiv overfor Cryptosporidium ( Ct > 25 ved 2 log inaktivering ved 

1 o C). 

UV-bestråling 

• UV-bestråling er svært effektivt overfor bakterier (< 15 mJ/cm 2 for 3 log inaktivering 

ved 1 o C). 

• UV-bestråling er effektivt overfor de fleste virus (< 30 mJ/cm 2 for 3 log inaktivering 

ved 1 o C) men det finnes virus, Adenovirus type 40 og 41, som er svært resistent 

overfor UV (> 150 mJ/cm 2 for 3 log inaktivering ved 1 o C). 

• UV-bestråling er svært effektivt overfor parasitter (< 10 mJ/cm 2 for 2 log inaktivering 

ved 1 o C). 


Risiko og sårbarhet 

Begrepene risiko og sårbarhet kan knyttes til 1) mulige interne svakheter ved 

vannforsyningen, som for eksempel kildevalg, svikt ved desinfeksjonsanlegg og installasjoner 

på ledningsnettet, ledningsbrudd, mm og 2) eksterne trusler, for eksempel av typen 

terrorangrep og ekstreme naturhendelser. Rapporten gir en innføring i bakgrunn og status for 

bruk av aktuelle redskap for risikoanalyse og risikostyring i vannforsyningen. Utviklingen går 

nå mot en mer metodisk sikring av hele vannforsyningssystemet og hvor risikoanalyse er 

grunnlaget for denne sikringen (WHO 2004). 

For å bestemme risikoen for infeksjon som er knyttet til vannforsyningssystemet inklusive 

desinfeksjonstrinnet, kan en benytte epidemiologiske undersøkelser eller en såkalt kvantitativ 

mikrobiell risiko analyse (Quantitative Microbial Risk Analysis - QMRA). QMRA er blitt 

lansert (WHO 2004) som et potensielt redskap for å ta beslutninger angående tiltak i 

vannforsyningssystemet, relatert til å oppnå kvantitative, helsebaserte mål. En Hazard 

Analysis Critical control Point (HACCP) prosedyre kan være et redskap for å styre og 

kontrollere sikkerheten ved vannverket. Sentralt i denne prosedyren er såkalte kritiske 

kontroll-punkt (CCP). I rapporten gjennomgåes de sentrale elementene i HACCP og QMRA. 

Norsk desinfeksjonspraksis i dag 

På grunnlag av gjennomgang av data i Vannverksregisteret for 2005 kan man oppsummere 

som følger: 

• Et forbausende stort antall vannverk (530 eller 31 % av alle) har ikke desinfeksjon i 

det hele tatt, noe som er i strid med bestemmelsene i Drikkevannsforskriften. Spesielt 

er det forbausende at hele 217 overflatevannverk (hvorav 23 vannverk > 1.000 pe) 

ikke har noen form for desinfeksjon. 

• Klorering og UV bestråling dominerer som desinfeksjonsmetoder i Norge. Det er flere 

UV-anlegg enn kloranlegg, men de største anleggene er basert på klor. Det er bare 11 

UV anlegg > 10.000 pe i Norge mens det er 61 kloranlegg, hvorav 4 også har UV. 

• Det er få ozonanlegg (4 registrerte) – alle i anlegg for ozonering/biofiltrering hvor 

ozon både er brukt som desinfeksjonsmiddel og oksydasjonsmiddel (bl.a. for å fjerne 

farge). 

• Blant de vannverk som har en eller annen form for desinfeksjon, er det langt flere 

anlegg som kun har desinfeksjon (evt to desinfeksjonssteg med ulike metoder) enn 

anlegg som kombinerer en form for hygienebarriere gjennom partikkelfjerning med en 

desinfeksjonsmetode (evt to stegs desinfeksjon). 

• Det er et betydelig antall membrananlegg (26 % av alle membrananlegg) som ikke har 

noe eget desinfeksjonssteg. 

• Det er et ikke ubetydelig antall vannverk som har levert vann som har avvik i kravet 

om null E.coli. 

• Det er ikke uvanlig med svikt i desinfeksjonsanleggene, og det virker som om 

beredskapen mot svikt er dårligere enn man skulle ønske. 

• Problemer knyttet til strømforsyningen (svikt eller spenningsvariasjoner) representerer 

et problem for desinfeksjonsanleggene ved flere vannverk. 

• Det kan virke som driftspersonalet på flere vannverk har dårlig kontroll på hva som 

faktisk doseres av klor eller av UV-stråling. 


Desinfeksjonspraksis i andre land sammenlignet med den i Norge 

Et sentralt element i dette prosjektet har vært å sammenligne norsk desinfeksjonspraksis med 

den i andre land for å se om norsk praksis skiller seg vesentlig ut og om det er erfaringer fra 

andre land som kan være verdt å ta med når en optimal norsk desinfeksjonspraksis skal 

utmeisles. Det ble derfor helt fra prosjektets start satt i gang en omfattende 

spørreundersøkelse som ble besvart av eksperter i en rekke land. Fra denne kan det pekes på 

følgende forhold: 

Lover og regler vedrørende desinfeksjon 

Svært mange land arbeider med revisjon av sine lover og regler. Dette er utvilsomt initiert av 

de store vannbårne epidemier (for eksempel forårsaket av parasitter) som man har opplevd de 

10 siste år. 

Bruk av sluttdesinfeksjon i vannbehandlingen 

Vi har i Norge nå en ambisjon om at alt vann levert til forbruker skal være desinfisert. Enkelte 

land (Nederland, Tyskland, Sveits) går i motsatt retning (spesielt hva angår bruk av klor). I 

disse landene synes politikken å være å gå så langt det er mulig i retning av så omfattende 

forbehandling at behovet for en sluttdesinfeksjon faller bort. Det er ingen tvil om at det er en 

sterk ”trend” i retning av å redusere bruken av klor som desinfeksjonsmiddel i mange land. 

Bruk av kraftigere oksydasjonsmidler 

I de fleste land er det en interesse for og økning i bruk av avanserte kjemiske 

oksidasjonsprosesser (AOP) for å redusere innholdet av organiske mikroforurensninger 

(pesticider, farmakologiske restprodukter, hormonhermere etc). Disse kraftige 

oksidasjonsmetodene representerer også en sikker desinfeksjon og kan representere et viktig 

element i oppbygningen av tilstrekkelige hygienisk barrierer i et anlegg uten å være 

sluttdesinfeksjon. 

Desinfeksjonsrest 

I enkelte land (for eksempel UK) er det en klar oppfatning i vannbransjen at vann skal leveres 

med en desinfeksjonsrest basert på føre-var prinsippet og med tanke på forurensning av 

distribusjonsnettet, mens andre land (for eksempel Nederland, Tyskland og Sveits) mener at 

vannet som sendes ut på nettet må være så biostabilt at desinfeksjonsrest på nettet ikke er 

nødvendig. 

Sikring av desinfeksjonen som tilstrekkelig hygienisk barriere 

På dette punktet synes det å være to fremherskende strategier: 

1. Å måle på indikatororganismer etter desinfeksjonen og legge opp denne 

(dimensjonering og drift) slik at kravet om fravær av disse (evt kravet om 

fjerningsgrad, for eksempel log-reduksjon) tilfredstilles. 

2. Å legge opp til et krav til dimensjonering og drift (inklusiv sikkerhetsfaktorer hvor 

hensynet til risiko, sikkerhet og sårbarhet er trukket inn) som er slik at man med 

stor sannsynlighet er garantert å møte de aktuelle kravene til hygienisk barriere. 

Vi støtter den strategi som innebærer krav til dimensjonering og drift (som benyttes i USA og 

Canada) og vil anbefale at det her i landet etableres en prosedyre for å finne fram til hva som 

kan regnes for å være tilstrekkelig hygienisk barriere som baserer seg på et tilsvarende 

prinsipp hva angår dimensjonering og drift. 


Dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg med utgangspunkt i amerikanske 

regelverk 

Det er gjort en gjennomgang av de amerikanske reglene som er basert på Ct-prinsippet, og på 

et ”multiple barrier” konsept. Selv om de amerikanske reglene er svært grundige, er de for 

kompliserte til å være direkte anvendelige for norske forhold. Det er imidlertid en rekke 

elementer ved reglene kan være aktuelle, og i vårt forslag til verktøykasse har vi tatt 

utgangspunkt i de amerikanske reglene men gjort betydelige forenklinger og tilpasninger. 

Forslag til en prosedyre for bestemmelse av optimal desinfeksjonspraksis 

Det er laget et forslag til en prosedyre for hvordan man skal gå fram for å bestemme hva som 

vil være god desinfeksjonspraksis i et gitt tilfelle. Prosedyren tar utgangspunkt i: 

• vannverkets størrelse 

• type av vannkilde 

• hvilken vannkvalitet man kan ventes å ha i kilden 

• hvilken vannbehandling utover desinfeksjon man legger opp til 

Vi har foreslått å ta utgangspunkt i vannverkets størrelse (antall personekvivalenter forsynt), 

der benyttes tre nivåer; < 1000 pe, 1000 – 10.000 pe og > 10.000 pe ettersom dette ville fange 

godt opp størrelsesstrukturen i norsk vannforsyning. Videre har vi skilt mellom tre typer av 

vannkilder; grunnvann, overflatevann fra innsjøer og overflatevann fra elver og bekker. 

Prosedyren leder fram til hva inaktiveringsgraden av ulike organismegrupper bør være i 

sluttdesinfeksjonen, og dette vil danne grunnlag for dimensjonering og drift av det primære 

desinfeksjonsanlegget i vannverket. 

Man bestemmer vannverkets kvalitetsnivå på grunnlag av dets størrelse, vannkildetype og 

kildekvalitet. Vannkvaliteten i kilden baseres på historiske data om forekomst av E. coli og C. 

perfringens samt (i de fleste tilfeller) en ytterligere kartlegging av C. perfringens sporer og 

parasitter (Cryptosporidium og Giardia). Kvalitetsnivået fører fram til nødvendig 

barrierehøyde som oppgis som et visst antall log-reduksjoner som må oppnås i vannverket 

totalt for hhv bakterier, virus og parasitter. Så gis det kreditt (log-kreditt) for tiltak i 

nedslagsfelt/kilde og for vannbehandlingstiltak utover sluttdesinfeksjonen slik at man til slutt 

kan beregne den log-reduksjon som sluttdesinfeksjonen må sikre. 

Denne log-reduksjonen legges så til grunn for dimensjonering og valg av sluttdesinfeksjonen 

gjennom bruk av Ct-begrepet (evt It=dose begrepet for UV). 

Beregnings- og testmetoder (”verktøykasse”) for desinfeksjon 

Det foreslås etablert et sett av beregningsmetoder og/eller testmetoder som gjør det mulig å 

verifisere at man ved en utforming og drift av den aktuelle desinfeksjonsmetoden, oppnår den 

log-reduksjon som prosedyren omtalt over tilsier. Grunnlaget er: 

• Dokumentasjon basert på Ct-prinsippet ved desinfeksjon med tilsatte 

oksidasjonsmidler 

• Dokumentasjon med biodosimetertest av tilstrekkelig dose ved UV-desinfeksjon 


Vi har i denne rapporten lansert forslag til gjennomføring av disse metodene, men det vil være 

behov for mer detaljer og grundigere retningslinjer, som kan utarbeides i en evt videreføring. 

Vi har foreslått forskjeller i beregnings-metodene avhengig av om det er klor, ozon eller UV 

som skal benyttes for desinfeksjon. Det er også forskjeller i metodene for dimensjonering av 

doseringsutrustning (doser) og for dimensjonering av anleggsstørrelse/utforming som sikrer 

tilfredsstillende effekt. I tillegg er det foreslått egen metode for driftsdokumentasjon på 

eksisterende anlegg. 

Anbefalinger 

Vi mener at Norge ville være tjent med å i større grad ta i bruk prosedyrer og metoder som 

gjør det lettere å finne fram til hva som vil være god desinfeksjonspraksis. Derfor anbefaler vi 

et opplegg basert på tre pilarer: 

1. En prosedyre som leder fram til hvilke desinfeksjonsmål (i form av inaktiveringsgrad 

for ulike patogengrupper) man skal sluttdesinfisere for 

2. En ”verktøykasse” som inneholder de analyse- og beregningsmetoder som er 

nødvendige å benytte for å sikre at man ved dimensjonering og drift klarer å oppfylle 

de desinfeksjonsmål som punkt 1 leder fram til 

3. Et sett av regler/metoder som sikrer at sårbarheten og sikkerheten i det foreslåtte 

desinfeksjonsopplegg blir tilfredsstillende. 

Vi har også foreslått en tabell over dimensjonerende Ct-verdier for norske anlegg, som i 

hovedsak tar utgangspunkt i amerikanske anbefalinger med en del forenklinger og justeringer. 

Under dimensjoneringen vil beregnet Ct-verdi som beskrevet over sammenlignes med 

nødvendig dimensjonerende Ct-verdi angitt i tabellen for de aktuelle betingelsene. 

For UV er det ikke angitt Ct-krav. Grunnen til dette er at vi har anbefalt å benytte 

biodosimetrisk test med UV-dose på 40 mWs/cm 2 som dimensjonerende verdi. Myndighetene 

bør imidlertid vurdere om denne dimensjonerende UV-dosen er tilstrekkelig for inaktivering 

av virus. 


1 Introduksjon 

1.1 Om bakgrunnen for rapporten 

Desinfeksjon av drikkevann har vært og er fortsatt et av de viktigste forebyggende helsetiltak 

for å hindre sykdomsutbrudd og dødsfall i befolkningen. Desinfeksjon har derfor vært én av 

bærebjelkene i det å sikre befolkningen et hygienisk betryggende drikkevann. 

Klorering av drikkevann har historisk sett vært den viktigste desinfeksjonsmetoden både i 

Norge og i andre land. Allerede på 70-tallet ble det imidlertid her i landet igangsatt 

desinfeksjonsanlegg basert på UV-bestråling og antallet UV-anlegg har øket sterkt de senere 

år. 

Som det vil fremkomme av denne rapporten er det i dag 312 vannverk som bruker klorering 

alene. I tillegg er det 204 vannverk som har både klorering og UV. Det er imidlertid hele 528 

vannverk som bruker UV alene, slik at det altså totalt er 732 UV-anlegg og 516 

kloreringsanlegg i landet (Vannverksregisteret, 2005-data). Regnet i antall personer som 

mottar vann, er likevel klorering fortsatt dominerende metode, ettersom UV-anlegg i stor grad 

har blitt installert ved små og mellomstore vannverk. Også dette er imidlertid i ferd med å 

forandre seg ettersom UV-anlegg nå blir installert ved store vannverk i Oslo og Bergen. I 

motsetning til i mange andre land, er ozonering lite brukt her i landet, men også interessen for 

ozon er økende, spesielt som en kombinert metode for humusfjerning og desinfeksjon i anlegg 

basert på ozonering/biofiltering. 

Det er særlig to årsaker til denne endring i desinfeksjonspraksis, dvs en reduksjon i bruk av 

klor til fordel og UV og ozon: 

1. Kunnskapen om at klor danner helseskadelige klororganiske forbindelser når det 

reagerer med naturlig organisk materiale (NOM eller humus) i vann 

2. Kunnskapen om at enkelte patogene mikroorganismer (særlig parasittiske protozoer) 

er meget resistente overfor klor 

Den norske kloreringspraksis har gjennom årene vært preget av lave doser. Dette har medført 

at dannelsen av klororganiske stoffer ikke har blitt ansett å være et stort problem. Tiltakene 

rettet mot fjerning av humus (NOM) har derfor mer vært begrunnet i fjerning av farge enn 

mot kontroll med dannelsen av klororganiske forbindelser. Man kan imidlertid stille 

spørsmålstegn ved effektiviteten av kloreringen mange steder nettopp på grunn av de lave 

dosene som er benyttet, ettersom klorbehovet til oksidasjon av humusstoffer kan ha vært så 

høyt at restklorkonsentrasjonen kan ha blitt for lav til å gi sikker hygienisk barriere. 

Norsk desinfeksjonspraksis har primært vært rettet mot inaktivering av patogene bakterier og 

virus. Det har imidlertid ikke vært praksis i den ordinære overvåkingen å spesifikt analysere 

mht virus. Man har benyttet indikatorer for effektivitet av desinfeksjonen som man har trodd 

også vil dekke den potensielle smitte som virus i drikkevann vil kunne representere. 

I de senere år har man både i utlandet og i Norge blitt oppmerksom på at epidemier kan 

skyldes forekomst av klorresistente patogene, hovedsakelig parasittiske protozoer (for 

eksempel Cryptosporidium og Giardia). Dette har allerede vært kjent i minst 20 år, men har 

ikke vært gjenstand for særlig oppmerksomhet i Norge før man for få år siden fikk konstatert 

at oocyster og cyster av disse parasittene forekommer i om lag 1/3 av norske 


drikkevannskilder. Giardia-epidemien i Bergen høsten 2005 viste at også her i landet vil vi 

kunne få epidemier dersom de hygieniske barrierene ikke er tilstrekkelige. 

UV-bestråling ble ikke tatt i bruk i Norge primært for å demme opp for de problemene som 

klorering representerer, men mer som en hensiktsmessig og enkel desinfeksjonsmetode for 

små vannverk. UV-bestråling fører imidlertid ikke til dannelse av biprodukter i særlig grad og 

metoden har vist seg å være effektiv overfor protozoene. Dette har, sammen med det generelle 

ønsket om å redusere bruken av klor, bidratt til en dreining av desinfeksjonspraksis bort fra 

klor og i retning av UV-bestråling. Internasjonale undersøkelser har imidlertid vist at UVbestråling 

ikke er like effektiv overfor visse typer av virus (spesielt Adenovirus), slik at heller 

ikke denne metoden er fri for ”lyter”. 

Ozonering kan primært betraktes som en oksidasjonsmetode som dessuten gir god 

desinfeksjonseffektivitet. Det er derfor sjelden at ozonering brukes kun til desinfeksjon. Men 

også ozonering velges i mange land fremfor klor for desinfeksjonsformål for hindre dannelse 

av klororganiske biprodukter og for å oppnå en mer effektiv inaktivering av parasitter 

(spesielt Giardia). Ozonering kan imidlertid danne andre biprodukter (for eksempel bromat) 

og representerer heller ikke den ”ideelle” desinfeksjonsmetode. 

Som det vil fremgå senere i denne rapporten har man i mange land også praksis for bruk av 

klordioksid, som ikke har blitt godkjent som desinfeksjonsmiddel i Norge, og kloramin, som 

kun brukes i meget beskjeden grad i Norge. 

Ved innføringen av den nye Drikkevannsforskriften (01.01.2002), ble det nedfelt i 

forskriftsteksten at norske vannverk skulle ha ”to hygieniske barrierer” hvorav minst én av 

barrierene skal ligge i desinfeksjonen. Dette, sammen med den generelle utviklingen av 

desinfeksjonspraksis i Norge og i andre land, har aktualisert oppmerksomheten omkring 

desinfeksjon og desinfeksjonspraksis. Det er nå en viss usikkerhet hos vannverkseiere mht 

hva de skal satse på av desinfeksjonspraksis i årene som kommer. 

Den utviklingen som er beskrevet over, har avstedkommet et kunnskapsbehov knyttet til en 

rekke forhold vedrørende desinfeksjonspraksis hos alle som arbeider med å etablere 

hygieniske barrierer i vannverkene. Det prosjektet som NORVAR har igangsatt og som denne 

rapporten er et resultat av, tar primært sikte på å sammenstille kunnskap på feltet med tanke 

på å øke kompetansen om drikkevannsdesinfeksjon i drikkevannsbransjen. En slik økt 

kompetanse er nødvendig for å gjøre bransjen i stand til å innta en aktiv og kompetent rolle i 

den dialog med godkjenningsmyndigheten som planlegging, utbygging og drift av vannverk 

krever. Et delmål med prosjektet er at NORVAR og NORVAR’s fagutvalg for vannforsyning 

skal kunne føre en aktiv dialog og stille kritiske kontrollspørsmål til myndighetenes 

kravfastsettelse på området drikkevannsdesinfeksjon. 

I prosjektbeskrivelsen er det spesielt trukket frem at man skal gi en oversikt over 

desinfeksjonspraksis i andre land og å sammenligne denne med norsk praksis. Denne 

informasjonen skal sammen med gjennomgang av sentrale elementer i forbindelse med 

desinfeksjon (patogenindikatorer, desinfeksjonsmetoder og deres effektivitet etc.) danne 

grunnlag for forslag til hvordan desinfeksjonspraksis i Norge vil kunne utvikles i lys av 

intensjonene og innholdet i Drikkevannsforskriften. 


1.2 Noen utfordringer som Drikkevannsforskriften m/veileder gir 

Vi regner med at Drikkevannsforskriften med veileder er godt kjent. Her skal vi kun peke på 

enkelte forhold som representerer utfordringer ved implementering av kravene og 

intensjonene i forskriften. 

Kravet til hygienisk betryggende vann fremgår av Drikkevannsforskriftens paragraf 14. Her 

heter det at det til sammen skal finnes minimum to hygieniske barrierer i vannforsyningssystemet, 

hvorav den ene skal sørge for at drikkevann blir desinfisert eller behandlet på annen 

måte for å fjerne, uskadeliggjøre eller drepe smittestoffer. Kravet om behandling kan i 

spesielle tilfeller fravikes for vann fra grunnvannskilder som er godt beskyttet mot 

forurensninger. Slike kilder skal uansett ha opplegg for desinfeksjon i beredskap. 

1.2.1 Hva er en hygienisk barriere? 

Drikkevannsforskriften (paragraf 3) definerer hygienisk barriere slik: ”Naturlig eller tillaget 

fysisk eller kjemisk hindring, herunder tiltak for å fjerne, uskadeliggjøre eller drepe bakterier, 

virus, parasitter mv., og/eller fortynne, nedbryte eller fjerne kjemiske eller fysiske stoffer til et 

nivå hvor de enkelte stoffene ikke lenger representerer moen helsemessig risiko”. De 

hygieniske barrierer skal altså ikke bare omfatte smittestoffer, men også kjemiske og fysiske 

stoffer med helsemessig betydning. I denne rapporten berører vi imidlertid kun barrierer mot 

patogene organismer – hovedsakelig gjennom desinfeksjon. Vannbehandlingsmetoder som 

innebærer fjerning av patogene mikroorganismer som partikler berøres kun i mindre grad. 

Begrepet ”to hygieniske barrierer” uttrykker et prinsipp for hvordan man ønsker å sikre 

drikkevannsforsyningen. Dette prinsippet innebærer en totalvurdering av alle faktorer i 

vannforsyningssystemet som har betydning for sikkerheten, både naturlige, tekniske og 

driftsmessige forhold. Både nedbørfeltet med vannkilde og vannbehandling kan ha en 

barrierevirkning. Forskjellige forurensingstrusler kan kreve barrierer med ulik virkemåte og 

ulikt omfang, og i praksis innebærer dette at ”minimum to hygieniske barrierer” kan bestå av 

mange enkeltelementer. 

Dette gjør det ikke enkelt å fastslå i ethvert tilfelle om et tiltak representerer en hygienisk 

barriere eller ikke, og spesielt ikke hvor stor barrierevirkningen er. Dette er nok årsak til at 

man i andre land opererer etter prinsippet om at man skal etterstreve ”multiple barrierer” (som 

kan være mer enn to), mens Norge er det eneste landet som vi kjenner til som har innført ”to 

hygieniske barrierer” som et krav i lovgivningen. 

Fastlegging av hva som skal være en hygienisk barriere er ikke triviell. I Veiledningen til 

drikkevannsforskriften heter det: ”Fastsettelsen av de hygieniske barrierene skal være basert 

på en helhetstenkning, dvs vurdering av både vannkilde med tilhørende tilsigsområde og 

beskyttelse av disse, vannbehandling og distribusjon. Barrierene skal være uavhengige, og 

skal sikre at mange sykdomsfremkallende organismer, fysiske og kjemiske stoffer ikke 

representerer noen helsemessig trussel eller betenkelighet i drikkevannet når det stilles til 

disposisjon for brukeren”. Forskriften med veiledning legger altså opp til en utstrakt bruk av 

skjønn i fastleggelsen av om barrierevirkningen i et gitt tilfelle er tilstrekkelig god. Dette gjør 

det vanskelig for den praktiserende ingeniør eller myndighetsperson som skal avgjøre om et 

vannverk som skal opp for godkjenning, tilfredsstiller kravet til to hygieniske barrierer eller 

ikke. 

Vi tror det er behov for en prosedyre eller fremgangsmåte som kan lede fram til hva som må 

oppnås av barrierevirkning overfor ulike patogengrupper basert på den situasjonen vannverket 


efinner seg i. Dette er avhengig av slike forhold som vannverkets størrelse, type av 

vannkilde, type av nedslagsfelt og eventuelle tiltak i vannkilde og nedslagsfelt samt hvilken 

vannbehandling utover desinfeksjon som er forutsatt for å møte andre vannkvalitetskrav enn 

de hygieniske i forskriften. 

1.2.2 Tiltak i nedbørfelt/vannkilde som hygienisk barriere 

Forskriften vektlegger et viktig prinsipp i norsk vannforsyning, nemlig at man så langt som 

mulig velger gode kilder og beskytter disse mot forurensning, slik at vannkilden kan fungere 

som hygienisk barriere. Det hevdes at dette gir bedre sikkerhet enn å måtte fjerne eller 

uskadeliggjøre slike komponenter i vannbehandlingen. Dette er godt innarbeidet holdning i 

norsk vannforsyning som imidlertid kan bestrides. Man har nemlig svært liten oversikt over 

hva tiltak i nedslagsfelt og vannkilde faktisk betyr, barrieremessig sett. 

Om et nedbørfelt med vannkilde skal vurderes til å representere en hygienisk barriere eller 

ikke, baseres i høy grad på skjønn. Det heter i veiledningen at: Det viktigste virkemiddelet for 

å få den ”naturlige” barrieren til å virke, vil som oftest være at tilsigsområde og vannkilde 

holdes mest mulig fritt for etableringer eller aktiviteter som kan tilføre vannet uønskede 

komponenter. Dette er utvilsomt riktig, men utsagnet gir ikke noe kvantitativt å forholde seg 

til i vurderingen av barrierevirkning. Hvor langt fra idealtilstanden kan man bevege seg uten 

at statusen som hygienisk barriere mistes? Og selv om vi kan klare å hindre etableringer i 

nedbørfeltet, kan vi sjelden hindre fugler og ville dyr som også kan spre smitte. 

Det eneste virkelige kriteriet på at nedbørfelt og vannkilde er en hygienisk barriere, er 

dokumentasjon for at de patogene mikroorgansimer man ønsker barrierer mot, ikke 

forekommer i konsentrasjoner over et nærmere bestemt nivå. I realiteten burde dette nivået 

sannsynligvis være identisk med vannkvalitetskravene, dvs at de ikke skal forekomme. I 

Veiledningen har man imidlertid angitt at dersom en konkret vurdering av risiko for det 

enkelte vannverk ikke tilsier noe annet, anbefales det at råvannsfunn på inntil 1 parasitt/10 l 

av parasittene Giardia og Cryptosporidium og inntil 3 termotolerante koli/100 ml, kan 

aksepteres uten at status som hygienisk barriere mistes. Dette åpner for at en hygienisk 

barriere i nedslagsfelt/vannkilde ses annerledes på enn en barriere i behandlingen. 

Det sies ingen ting om forekomst av virus. Nå er det ingen praksis i Norge for verken å 

analysere på virus eller parasitter i den normale vannkvalitetsovervåkingen og derfor vet de 

fleste vannverkseiere svært lite om virus- og parasittsituasjonen i sine vannkilder og 

nedslagsfelt. 

Vi tror det ville være en fordel om man i større grad kunne kvantifisere den barrierevirkning 

overfor ulike patogentyper som ulike tiltak i nedslagsfelt/kilde kunne gi for dermed å unngå at 

dette blir overlatt fullstendig til skjønn. Dette er selvsagt ingen enkel oppgave, men vil kunne 

innarbeides i en prosedyre eller fremgangsmåte for hvordan man kan gå fram ved vurdering 

av total barriereeffekt i et vannverk. Vi vil senere i rapporten komme tilbake til dette. 

1.2.3 Vannbehandling som hygienisk barriere 

Drikkevannsforskriften fastslår (riktignok med visse unntak) at alt drikkevann skal være 

desinfisert eller behandlet på annen måte for å fjerne, uskadeliggjøre eller drepe smittestoffer. 

Dersom nedbørfelt/vannkilde ikke representerer en hygienisk barriere, må begge finnes i 

vannbehandlingen. Veiledningen foreskriver at den siste av de to barrierene da skal være 

desinfeksjon. Dersom også den andre barrieren skal ligge i vannbehandlingen, vil dette i 


praksis være en metode som baserer seg på fjerning av patogene som partikler eller knyttet til 

partikler. 

I Veiledningen til Drikkevannsforskriften er det angitt verdier for indikatorparametre for 

hygieniske barrierer i et vannbehandlingsanlegg, både for desinfeksjonsmetoder og for 

metoder som fjerner patogene mikroorganismer i form av partikler. Rent bortsett fra at enkelte 

av verdiene som er ført opp kan diskuteres, opplever vi anvisingene som svært ”statiske” 

ettersom de ikke angir noe om ”grad” av barrierevirkning. Ulike metoder vil jo nettopp (som 

vist ovenfor når det gjelder desinfeksjonsmetodene) være mer eller mindre effektiv overfor 

ulike typer av mikroorganismer. Vi tror det vil være hensiktsmessig, spesielt hva angår de 

ulike desinfeksjonsmetodene, å komme fram til bedre beskrivelser av hvilken 

inaktiveringseffekt som kan forventes. 

Et vannbehandlingsanlegg består som oftest av flere delprosesser som alle kan ha en viss 

barrierevirkning. Ulike prosessen kan imidlertid ha ulik barrierevirkning overfor ulike 

patogene mikroorganismer hhv skadelige stoffer. Man må kunne legge sammen 

barrierevirkningene for de enkelte delprosessene for å finne den totale barrierevirkning. 

Utfordringen blir imidlertid å anslå hvor god barrierevirkningen er for de enkelte 

delprosessene. Dette er ikke trivielt selv om det har pågått forskning over mange år. Etter at 

man ble klar over den utfordring som parasitter innebærer, har det imidlertid i enkelte land 

(for eksempel i USA) blitt satt i gang et omfattende arbeid for å komme fram til et regelverk 

som inneholder omforent dokumentasjon om hva de enkelte metoder kan klare mht 

desinfeksjonseffektivitet. Av denne grunn har vi lagt spesiell vekt på å beskrive den 

amerikanske opplegg for fastlegging av barrierevirkning. 

1.2.4 Hvilke indikatorer skal vi bruke for å overvåke barriereeffekt ved desinfeksjon? 

Vi vil gjerne kunne overvåke drikkevannets kvalitet vha enkle, raske, spesifikke og rimelige 

metoder som kan påvise utvalgte patogene mikroorganismer, men slike metoder finnes 

foreløpig ikke. Som et alternativ til direkte påvisning av patogene, har det derfor i mange tiår 

vært vanlig å benytte indikatorbakterier for overvåkingsformål. 

Det kan imidlertid være grunn til å stille spørsmålstegn ved om de indikatorbakterier vi 

benytter for overvåkning av vannkvalitet i henhold til Drikkevannsforskriften er egnet som 

indikatorer for vurdering av barrierevirkning ved desinfeksjon. Veiledningen til 

Drikkevannsforskriften angir at den enkelte vannbehandlingsmetode bør inaktivere bakterier 

og virus med minimum 99,9 % (3 log) og eventuelle parasitter med 99 % (2 log) for å bli 

betraktet som hygienisk barriere. Men hvilke bakterier, virus og parasitter skal man her ta 

utgangspunkt i? Kravene til dimensjonering av et desinfeksjonsanlegg vil jo være helt 

avhengig av hvilken patogen mikroorganisme man sikter på å ha barriere mot. 

Vi vil se av denne rapporten at noen av desinfeksjonsmetodene er mer effektive overfor en 


patogener som vi dag kan tenkes å ha barriere mot er Cryptosporidium mest resistent overfor 

klor, mens Adenovirus er mest resistent overfor UV-bestråling. Er det da disse to 

mikroorganismene som skal legges til grunn for vår praksis og politikk med hensyn til 

utøvelsen av kravet til to hygieniske barrierer? 

En undersøkelse av 147 norske vassdrag mht Cryptosporidium og Giardia (Robertson og 

Gjerde, 2001) påviste 1-3 cyster/oocyster per 10 l i 32 % av vassdragene, så det er helt 

åpenbart at parasitter finnes i norske vannkilder. Det er imidlertid stor forskjell i resistens 


mellom Cryptosporidium og Giardia for alle de kjente desinfeksjonsmetodene. Vi kjenner 

ikke til i hvilken grad Adenovirus forekommer i norske vannkilder. Men dersom vi skal 

planlegge alle vannverk med tanke på barrierevirkning mot Cryptosporidium og Adenovirus – 

slik amerikanerene legger opp til - vil dette kreve en betydelig omlegging av norsk 

desinfeksjonspraksis. 

For å komme et stykke i vurderingene av disse spørsmålene, er det nødvendig å komme i 

gang med å ta hensyn til en risiko og sårbarhetsbetraktning ved planlegging av vannverk. 

Igjen tror vi at det er mulig å tilnærme seg denne problemstillingen gjennom anvisning av en 

prosedyre eller fremgangsmåte som skal lede brukeren fram mot en fastlegging av hvilken 

barrierevirkning desinfeksjonssteget i et vannverk må gi. 

1.3 Innholdet i denne rapporten 

Målet med denne rapporten er å fremskaffe kunnskap om desinfisering av drikkevann som 

kan bidra til at beslutninger om planlegging av desinfeksjonsanlegg, valg av 

desinfeksjonsmetode samt dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg blir tatt på et bedre 

grunnlag enn det de blir i dag. 

Dette forsøker vi å gjøre gjennom å: 

• gi en oversikt over hvilke patogene mikroorganismer det er rimelig å ha barrierer mot 

• gi en oversikt over aktuelle desinfeksjonsmetoder herunder hvilken inaktiveringseffekt 

man kan forvente med disse metodene 

• gi en oversikt over norsk desinfeksjonspraksis i dag 

• gi en oversikt over desinfeksjonspraksis i land det er naturlig å sammenligne oss med 

og sammenligne norsk desinfeksjonspraksis med den i andre land 

• gi en oversikt over amerikanske regler for dimensjonering og drift av 

desinfeksjonsanlegg ettersom det er dette landet som har gått lengst i formaliseringen 

av et regelverk på dette området 

• foreslå en ”verktøykasse” som inneholder beregnings- og testmetoder for ulike 

desinfeksjonsmetoder 

• diskutere sårbarhet og sikkerhet i lys av en optimal desinfeksjonspraksis 

• foreslå en prosedyre som tar sikte på å hjelpe brukeren med finne fram til optimal 

desinfeksjonspraksis 

Det viste seg at dette arbeidet førte til en svært omfattende rapport og vi har blitt enige med 

NORVAR om at det ville være mest hensiktsmessig å dele arbeidet opp i en hovedrapport og 

en tilleggsrapport. Tilleggsrapporten vil inneholde alle detaljer, mens hovedrapporten kun vil 

inneholde sammendrag av pkt 1, 2, 3 og 6 (som er omfangsrike og relativt detaljerte) mens 

pkt pkt 4, 5, 7, 8 og 9 (som er spesielt etterspurt i prosjektspesifikasjonen) er tatt med i 

hovedrapporten i sin helhet. Tilleggsrapporten vil ikke bli trykket, men finnes tilgjengelig for 

nedlasting fra NORVAR’s hjemmesider. Vi tror at de tekniske detaljene i tilleggsrapporten vil 

være av stor nytte spesielt for de som planlegger og prosjekterer desinfeksjonsanlegg. 

I utgangspunktet kan det være at NORVAR har hatt en ambisjon om å få besvart en rekke 

detaljspørsmål vedrørende de ulike desinfeksjonsmetodene. De forhold vi har valgt å legge 

vekt på i denne rapporten har framkommet i en dialog med styringsgruppen for prosjektet 

samt andre interessenter i bransjen gjennom to ”work-shops”. Erfaringene fra disse 

samlingene har i høy grad bidratt til innholdet i denne rapporten. 


2 Patogener som man skal ha barrierer mot 

2.1 Typer av patogener 

De typene av patogene mikroorganismer som ofte blir nevnt i forbindelse med 

drikkevannsrelaterte sykdommer, er sammenstilt i Tabell 2.1. De som hyppigst har vært 

assosiert til vannbårne sykdomsutbrudd i Norge, som er påvist i norske drikkevannskilder 

eller er spesielt resistente mot desinfeksjon blir omtalt nedenfor (pkt. 2.1.2, 2.1.2, 2.1.1). For 

flere beskrivelser henvises det til Vannforsyningens ABC utgitt av Folkehelseinstituttet 

(2004) og til de nyeste WHO retningslinjene for vannkvalitet (WHO 2004). 

Tabell 2.1 

Hovedtype 

patogen 

Protozoer 

Bakterier 

Virus 

Patogene mikroorganismer og deres betydning i vannforsyningen globalt og i 

Norge (modifisert fra WHO 2004). 

Type 

patogen 

Kjent 

årsak til 

utbrudd 

i Norge 

Helsebetydning 

Overlevelse i 

vann 

Motstand 

mot 

klorering 

Relativ 

infektivitet 

1 

Acanthamoeba sp. Nei Høy Lang Stor Høy 

Cryptosporidium parvum Nei Høy Lang Stor Høy 

Cyclospora cayetanensis Nei Høy Lang Stor Høy 

Entamoeba histolytica Ne i Høy Mod erat Stor Høy 

Giardia intestinalis Ja Høy Mod erat Stor Høy 

Naegleria fowleri Nei Høy Kan formere seg Stor Høy 

Toxoplasma gondii Nei Høy Lang Stor Høy 

Burkholderia pseudomallei Nei Lav Kan formere seg Lav Lav 

Campylobacter jejuni, C. coli Ja Høy Moderat Lav Moderat 

patogen Escherichia coli Nei Høy Moderat Lav Lav 

Legionella spp. Nei Høy Formerer seg Lav Moderat 

Non-tuberculosis mycobacteria Nei Lav Formerer seg Stor Lav 

Pseudomonas aeruginosa Nei Moderat Kan formere seg Moderat Lav 

Salmonella typhi Ja Høy Moderat Lav Lav 

Andre Salmonella Nei Høy Kan formere seg Lav Lav 

Shigella spp. Ja Høy Kort Lav Moderat 

Vibrio cholerae Nei Høy Kort Lav Lav 

Yersinia enterocolitica Ja Høy Lang Lav Lav 

Adeno Nei Høy Lang Moderat Høy 

Calici inkl. Norovirus Ja Høy Lang Moderat Høy 

Enterovirus Nei Høy Lang Moderat Høy 

Hepatitt A virus Ja Høy Lang Moderat Høy 

Hepatitt E virus Nei Høy Lang Moderat Høy 

Rota virus Nei Høy Lang Moderat Høy 

1 Høy infektivitet: lite antall patogene vil forårsake infeksjon/sykdom. Lav infektivitet: Høyt antall patogene 

er nødvendig for å forårsake infeksjon/sykdom. 

2.1.1 Protozoer 

2.1.1.1 Cryptosporidium 

Cryptosporidium har siden den ble påvist som et humanpatogen i 1976 vært registrert som 

årsak til en rekke alvorlige sykdomsutbrudd, også i den vestlige verden. Cryptosporidium er 

en parasitt med en kompleks livssyklus, og i denne inngår dannelsen av tykkveggede oocyster 

med en diameter på 4-6 µm som skilles ut i feces. Slekten Cryptosporidium omfatter 8 arter 

og av dem er det C. parvum som har forårsaket de fleste infeksjoner hos mennesker. Noen av 

genotypene (typer med ulike gener) av C. parvum kan smitte både mennesker og dyr. En 

rekke dyre arter kan være reservoarer for C. parvum, men mennesker og storfe (særlig unge 

dyr) er de viktigste kildene for de genotypene som infiserer mennesker. Den genotypen som 

bare angriper mennesker er nå skilt ut som en egen art: C. hominis. 


Cryptosporidium - oocystene kan overleve i flere måneder i ferskvann og de er påvist i mange 

drikkevannskilder. I dag benyttes det oftest immunologiske og molekylærbiologiske metoder 

for påvisning. Noen laboratorier påviser totalt antall oocyster (vha immunologiske metoder), 

mens mer spesialiserte laboratorier også kan bestemme art og genotyper (vha 

molekylærbiologiske metoder). Ingen av disse metodene skiller mellom smittsomme og ikke 

smittsomme oocyster. 

Forurenset drikkevann, vann brukt til rekreasjon og mat er blitt assosiert til sykdomsutbrudd. 

Infeksjonsdosen er lav, voksne med god helsetilstand kan bli syke ved inntak av mindre enn 

10 oocyster. 

Oocystene er svært motstandsdyktige overfor klorering, mindre overfor ozon og er lite 

motstandsdyktige overfor UV. E. coli vil derfor ikke være en pålitelig indikator på nærvær av 

C. parvum i drikkevann etter desinfeksjon. I stedet blir C. perfringens (pkt. 2.3.3.5) sporer 

pga av sin høye resistens benyttet som indikator i mange land. 

2.1.1.2 Giardia 

Giardia har vært kjent som en humanparasitt i 200 år. I de siste 20 år er det rapportert flere 

vannbårne utbrudd forårsaket av Giardia i Vest-Europa. I en periode var Giardia den 

hyppigste årsak til utbrudd i USA. Der anses vann for å være en viktig smittevei. Slekten 

Giardia omfatter 6 arter. Humaninfeksjoner er vanligvis blitt knyttet til arten G. intestinalis 

også kjent som G. lamblia eller G. duodenalis. Noen av genotypene av G. intestinalis kan 

smitte både mennesker og dyr. Giardia har en relativt enkel livssyklus som omfatter utskilling 

av smittsomme, ovale og tykkveggede cyster (diameter 6-14µm). 

Giardia har mennesker og mange dyrearter som vert, og cystene skilles ut i feces. Giardiacyster 

er påvist i vannkilder, i vann benyttet for rekreasjon og i matvarer, men i tidligere 

undersøkelser finnes det liten informasjon om cystene tilhørte humanpatogene Giardia-arter. 

Cystene kan overleve flere måneder i vann. 

Forurenset drikkevann, vann brukt til rekreasjon og i mindre grad til mat er blitt assosiert til 

sykdomsutbrudd pga Giardia. Infeksjonsdosen er lav, voksne med god helsetilstand kan bli 

syke ved inntak av mindre enn 10 oocyster, inntak av en enkelt cyste er muligens nok til å 

forårsake sykdom. Metodene (immunologiske og molekylærbiologiske) som oftest benyttes 

for påvisning skiller ikke mellom smittsomme og ikke smittsomme cyster. 

Giardia cystene er lite resistente overfor UV bestråling. De er mer resistent enn fekale 

bakterier overfor klor og ozon, men ikke så resistent som Cryptosporidium. E. coli vil derfor 

ikke være en pålitelig indikator på nærvær av C. parvum i drikkevann etter desinfeksjon. På 

grunn av sin høye resistens mot desinfeksjon blir C. perfringens (pkt.2.3.3.5) sporer benyttet 

som indikator for Giardia (og Cryptosporidium) i flere land. 

2.1.2 Bakterier 

2.1.2.1 Campylobacter 

På global basis er Campylobacter en av de viktigste årsakene til akutt gastroenteritt. Blant de 

ulike Campylobacter-artene er Campylobacter jejuni den som oftest blir isolert fra pasienter 

med akutt diaré. C. jejuni har relativt høy smittsomhet idet så få som 1000 bakterier kan 

forårsake infeksjon. 


Campylobacter finnes i forskjellige typer av omgivelser. Ulike dyr, både husdyr og ville dyr, 

kan være reservoarer, og fjørfe, ville fugler og kveg er særlig viktige. Både matvarer og 

drikkevann er viktige årsaker til Campylobacter infeksjoner. Forekomsten av Campylobacter 

i overflatevann er vist å være avhengig av nedbørsforhold, vanntemperatur og nærvær av 

fugler som lever i tilknytning til vann, f.eks måker. 

Forurenset drikkevann er en viktig årsak til utbrudd av campylobacteriose, også i Norge. 

Campylobacter er ikke spesielt resistente overfor desinfeksjon og E. coli anses derfor for å 

være en god indikator på om Campylobactor er tilstede i behandlet vann. 

2.1.2.2 Salmonella 

Salmonella arter finnes mange steder i omgivelsene. Noen arter/serotyper er vertsspesifikke, 

for eksempel S. typhi som er et humanpatogen, men et stort antall Salmonella serovarianter vil 

kunne infisere både mennesker og dyr. Dette gjelder f.eks S. typhimurium. I perioden 1988- 

2002 var det 4 vannbårne Salmonella-utbrudd i Norge. Tre var foråsaket av S. typhimurium og 

ett var ikke spesifisert. 

Salmonella vil typisk kunne forurense vannsystemet gjennom tilførsel av avløpsvann og 

avføring fra dyr og fugler, f.eks måker. Både matvarer og drikkevann er viktige årsaker til 

Salmonella-infeksjoner. I Norge er det imidlertid langt færre registrerte utbrudd/syke 

forårsaket av Salmonella enn f.eks av Campylobacter. 

Salmonella-bakterier anses for å ha omtrent samme resistens overfor desinfeksjon som E. coli 

som derfor kan benyttes som indikator på om Salmonella er tilstede i behandlet vann. 

2.1.3 Virus 

I Norge er norovirus og Campylobacter de to viktigste årsakene til vannbårne utbrudd. 

Teoretisk sett er det flere virus med fekal-oral smittevei som kan forårsake utbrudd: rota-, 

astro-, og enterisk adenovirus, men som ikke gjør det. Dette skyldes antakelig at norovirus 

kun induserer kortvarig immunitet, mens de andre gir livslang immunitet. Største-delen av 

befolkningen vil derfor til enhver tid være mottakelig for infeksjon med norovirus, mens 

infeksjon i barndommen forhindrer reinfeksjon senere i livet med rota-, astro-, og enterisk 

adenovirus. 

2.1.3.1 Adenovirus 

Adenovirus forekommer mange steder i naturen, de kan infisere fugler og pattedyr inklusive 

mennesker. Adenovirus (f.eks type 40 og 41), er påvist i vannkilder og i behandlet vann 

(Chapron et. al. 2000), og forurenset drikkevann er derfor en potensiell årsak til 

sykdomsutbrudd selv om dette ikke er bekreftet. 

Per i dag er det beskrevet 51 ulike sero-typer (arter med ulike overflateegenskaper) av humant 

adenovirus, og disse er inndelt i 7 ulike grupper (A-G). Noen typer av adenovirus lar seg lett 

dyrke i cellekultur, men Gruppe F og G adenovirus er vanskelige å dyrke og påvisning skjer 

vha molekylærbiologiske metoder (PCR) og eventuelt elektronmikroskopi. Adenovirus er 

middels store (90-100 nm) 

Det er vel kjent at type 40 (gruppe F) er svært resistent overfor UV-lys. En nylig utført 

undersøkelse viser at flere typer av adenovirus (type1,3,4,5,6) er resistente overfor UV-lys, 

men i mindre grad enn type 40 (Nwachuku et al. 2005). Escherichia coli er derfor ikke en god 

indikator for denne typen adenovirus i drikkevann etter UV desinfeksjon. 


2.1.3.2 Norovirus 

Norovirus (også kalt Norwalkvirus, små runde strukturerte virus) hører inn under de såkalte 

humane calicivirus. Norovirus er blant de minste virustypene (35-40 nm). 

Norovirus er ved siden av Campylobacter den hyppigste årsak til vannbårne sykdomsutbrudd 

i både Norge og i mange andre land. Norovirus skilles ut med feces fra syke individer og vil 

derfor kunne være tilstede i vannkilder som er forurenset av kommunalt avløpsvann. Både 

forurenset drikkevann og ulike typer forurenset mat er vist å være viktige årsak til utbrudd. 

Det har hittil ikke lyktes å påvise norovirus ved hjelp av dyrking i cellekultur, og påvisning 

skjer vha molekylærbiologiske metoder (PCR) og eventuelt elektronmikroskopi. 

Fordi virus generelt har noe høyere motstand mot desinfeksjon enn E. coli, så er ikke E. coli 

en pålitelig indikator mhp nærvær av norovirus etter desinfeksjon. 

2.1.4 S opp 


infeksjoner hos mennesker. Flere av de muggartene som er påvist i vann fra andre land er 

kjent for å kunne være sterkt allergene, gi hud-irritasjoner, gi infeksjoner hos personer med 

svekket immunforsvar og muligens produsere mykotoksiner. 

Det er mange typer muggsopper som kan gi toksinproduksjon, men en vet ikke om 

muggsopptypene vil kunne produsere mykotoksiner i vann over år. I så fall kan det være en 

mulighet for at disse mykotoksinene kan virke hemmende på immunapparatet. Mykotoksiner 

kan hverken luktes eller smakes, og de tåler koking og steking. De smitter via naturlig rute 

gjennom pusting, spising og hudkontakt. En potensiell helseeffekt vil sannsynligvis ha størst 

betydning for personer med allerede svekket immunforsvar. 

Muggsopp-sporer kan være resistente overfor ulike desinfeksjonsmetoder (klor, UV). 

Sensitiviteten overfor UV-lys er relatert til muggsoppenes pigmentering, og pigmenterte 

sporer, for eksempel de mest potente helseskadelige soppene innen slektene Aspergillus og 

Penicillium, er ofte mer resistente overfor UV-lys enn upigmenterte sporer (Waipara 1998). 

Kjemisk felling kan være en effektiv metode for å fjerne muggsoppsporer (Niemi et al. 1982). 

Sammenlignet med de andre gruppene av mikroorganismer har vi foreløpig begrenset 

kunnskap om forekomster av muggsopp(sporer) i vann og betydningen av eventuelle 

helsevirkninger relatert til inntak/ kontakt med vann hvor muggsopp(sporer) forekommer. 

2.2 Smitteveier. 

De patogene mikroorganismene kan forårsake vannbåren sykdom gjennom direkte 

vanninntak, inhalering av aerosoler og gjennom hudkontakt (se Figur 2.1). 


Figur 2.1 

Smitteoverføringsveier for vannrelaterte patogene mikroorganismer (fra WHO, 

2004) 

2.3 Indikator mikroorganismer 

2.3.1 Bakgrunn 

Ønskemålet er å kunne overvåke drikkevannets kvalitet vha enkle, raske, spesifikke og 

rimelige metoder som kan påvise utvalgte patogene mikroorganismer. Foreløpig finnes ikke 

slike metoder, selv om molekylærbiologien har åpnet for nye muligheter. 

Som et alternativ til direkte påvisning av patogene har det i mange tiår vært vanlig å benytte 

indikatorbakterier for overvåkingsformål. Dette er ikke-patogene bakterier som normalt 

forekommer i tarmen og avføring (feces) fra mennesker, varmblodige dyr og fugler. Hvis 

slike bakterier påvises i vann, er vannet fekalt forurenset. Fekaliene kan også inneholde 

patogene mikroorganismer og er derfor en potensiell helserisiko. 

Mennesker og dyr har forskjellig innhold i feces av ulike indikatorgrupper/-arter (Tabell 2.2), 

og det har pågått en diskusjon i fagmiljøet om forholdet mellom bakterieantallet for ulike 

indikatorgrupper i vannet kan brukes til å si noe om kilden til forurensing. I en nylig utgitt 

publikasjon fra OECD blir det imidlertid anbefalt at slike forholdstall ikke benyttes pga 

usikkerhet knyttet til tolkingen av resultatene (OECD, 2003). 


Tabell 2.2 Innhold av viktige grupper av indikatorbakterier i feces fra mennesker og ulike 

dyr (antall bakterier/gram) (fra OECD, 2003). 

Termotolerante 

koliforme 

bakterier 

Enterokokker/fekale 

streptokokker 

Menneske 10 7 10 6 10 4 

Ku 10 5 10 6 10 2 

Sau 10 7 10 7 10 3 

Gris 10 6 10 7 i.d.* 

Hest 10 4 10 6 i.d. 

Elg 10 3 10 5 i.d. 

Kylling 10 6 10 6 i.d. 

And 10 7 10 7 i.d. 

Måke 10 7 10 6 i.d. 

* i.d. = ingen data 

Clostridium 

perfringens 

2.3.2 ”Nye” begrep: Indeks og indikator mikroorganismer 

Ideelt sett bør en indikatororganisme kunne tilfredsstille alle kravene som er beskrevet i pkt. 

2.3.1 og fungere som indikator både ved overvåking av en vannkilde og for vurdering av 

effektiviteten av en vannbehandlingsprosess. Imidlertid er det ikke slik, en og samme 

indikatororganisme kan ikke tilfredsstille alle kravene. Det har lenge vært kjent at E. coli ikke 

er en god indikator for fekale humanvirus og protozoer, og det er derfor foreslått alternative 

indikatorer for disse gruppene, for eksempel bakteriofager og bakteriesporer. I tillegg legges 

det nå større vekt enn før på at indikatoren må være en god indikator på renseeffekten for 

behandlingsprosesser som skal fjerne protozoer (cyster/oocyster) og virus. 

For å synliggjøre at det stilles ulike krav til indikatororganismen, avhengig av situasjonen(e) 

den skal benyttes i, kan det skilles mellom indikatorer som skal brukes for 1) å overvåke 

vannmasser mhp om fekale bakterier er tilstede og 2) i forbindelse med vannbehandlingsprosesser. 

I denne sammenhengen er det foreslått å innføre bruk av begrepene indeks og 

indikator (OECD, 2003): 

• en indeks organisme viser potensielt nærvær av for eksempel fekale patogene 

mikroorganismer i en vannmasse 

• en indikator organisme kan benyttes for å måle effektiviteten av en 

vannbehandlingsprosess, for eksempel desinfeksjon 

Tradisjonelt har termotolerante fekale koliforme bakterier (hvorav de fleste er E. coli) vært 

den mest brukte indeks/indikatorbakterien. Selv om E. coli ikke finnes i vannet kan en likevel 

ikke være helt sikker på at vannet er hygienisk akseptabelt. Enkelte patogene 

mikroorganismer overlever lengre i kilden enn E. coli, det gjelder både virus og protozo- 

(oo)cyster. Derfor står det for eksempel i den norske drikkevannsforskriften at intestinale 

enterokokker og C. perfringens inklusive sporer skal overvåkes i råvann. De fungerer da som 

indeksorganismer. 

Enkelte patogene mikroorganismer er mer motstandsdyktige overfor desinfeksjon enn E. coli. 

Både Giardia-cyster og Cryptosporidium -oocyster og en del virus er som tidligere nevnt mer 

motstandsdyktig overfor klorering, ozonering og/eller UV-bestråling enn E. coli. Andre 

mikroorganismer kan da være mer velegnede indikatorer enn E. coli. Både intestinale 

enterokokker og C. perfringens sporer er for eksempel mer resistente overfor klorering enn E. 

coli. Når disse analyseres i tillegg til E. coli vil de kunne bidra til økt sikkerhet mhp å 

produsere tilfredsstillende drikkevann, de vil da være indikator organismer. 


2.3.3 Typer av indikatorer som benyttes 

2.3.3.1 Koliforme bakterier (KB) 

Koliforme bakterier (KB) omfatter bakterier som har fekal og ikke fekal opprinnelse og hører 

inn under slektene Escherichia, Citrobacter, Enterobacter og Klebsiella. Et av kjennetegnene 

for denne gruppen er at de kan vokse og omsette laktose ved 37 o C i løpet av 24-48 timer ved 

hjelp av enzymet beta-galactosidase. Gruppen omfatter også undergruppen termotolerante 

koliforme bakterier som inkluderer E. coli. 

Indikatorverdi. Ulike typer av KB finnes både i tarmen og i omgivelsene (Tabell 2.3), og noen 

av dem kan også vokse i vann. Parameteren totalt antall KB representerer derfor ikke entydig 

en indeks for fekal forurensing. Ofte er det likevel en god sammenheng mellom mengden KB 

og mengden fersk fekal forurensing i vann. Hvis KB påvises må en derfor ikke se bort fra 

funn av KB uten at en er sikker på at opprinnelsen ikke er fekal. 

Tabell 2.3 

Slekt (genus) 

Citrobacter 

Enterobacter 

Escherichia 

Klebsiella 

Naturlig reservoir for koliforme bakterier 

Naturlig reserv oar 

f eces (mennesker, dyr), jord, v ann næringsmidler 

f eces (mennesker, dyr), jord, v ann, planter, grønnsaker 

f eces (mennesker, dyr, f ugler) 

f eces (mennesker), jord, vann 

KB kan benyttes som indikator på effektiviteten av vannbehandling med hensyn på å fjerne 

fekale patogene mikroorganismer. Dette gjelder uavhengig av om det er totalt antall 

koliforme, termotolerante koliforme eller E. coli bakterier som påvises, fordi eventuelt 

nærvær av en eller flere av dem i behandlet vann indikerer at vannbehandlingsprossesen ikke 

fungerer tilfredsstillende. Generelt er den koliforme gruppen mindre motstandsdyktig overfor 

desinfeksjon enn virus og protozoer og den bør suppleres med andre, mer motstandsdyktige 

indikatorer. 

Dersom KB oppdages i ledningsnettvann, må det undersøkes om de har fekal opprinnelse, dvs 

om en andel av dem består av termotolerante bakterier/E. coli. 

Kilde og forekomst. I tillegg til at arter innen KB finnes naturlig i tarmen hos mennesker og 

varmblodige dyr, i vann eller jord (Tabell 2.3), så kan KB overleve og vokse i ledningsnettet, 

og da særlig i biofilmer. 

Betydning av forekomst i drikkevann. Dersom KB påvises i desinfisert vann så viser det at 

behandlingsprosessen ikke er effektiv, og umiddelbare tiltak må settes i verk. Nærvær av KB i 

ledningsnettvann eller i vannreservoarer, f.eks høydebasseng kan være et tegn vekst av KB og 

dannelse av biofilm, men også på forurensingstilførsler i form av jord eller avløpsvann. 

2.3.3.2 Termotolerante (fekale) koliforme bakterier (TKB) / E. coli 

Den hittil mest brukte indikatorbakteriegruppen er termotolerante (termostabile) koliforme 

bakterier. Hvis denne gruppen påvises i råvann, innebærer det som regel fersk fekal 

forurensing av vannet. Gruppen er i stand til å produsere syre fra laktose ved 44.5 o C. E. coli 

som tilhører slekten Escherichia, utgjør vanligvis den største andelen av TKB, men også noen 

arter av slektene Citrobacter, Klebsiella og Enterobacter tilhører TKB-gruppen. 

I den gjeldende norske drikkevannsforskriften inngår ikke lengre krav om analyse av TKB. I 

tråd med EU-regelverket skal det nå analyseres på E. coli. 


Indikatorverdi. E. coli er ansett for å være den mest anvendbare indeksen på fekal 

forurensing, og bedre enn TKB som også kan omfatte noen arter som ikke har opphav i 

tarmen hos mennesker og varmblodige dyr. E. coli blir også brukt som indikator på 

effektiviteten av desinfeksjonsprosesser, men er generelt mindre resistent overfor flere av 

desinfeksjonsmetodene enn fekale virus og protozoer. 

Kilde og forekomst. Et høyt antall av E. coli finnes i feces fra mennesker og dyr, i kommunalt 

avløpsvann og i vann som nylig er utsatt for fekal forurensing. Den relativt lave temperaturen 

og det lave innholdet av næringsstoffer i vann på nettet gjør at vekst av E. coli er lite 

sannsynlig i ledningsnettet. 

Betydning av forekomst i drikkevann. Dersom E. coli og/eller TKB påvises i vann, så betyr det 

at vannet har vært utsatt for fersk, fekal forurensing, at eventuell desinfeksjonsprosess ikke 

har vært effektiv og/eller at det har vært problemer på ledningsnett som har forårsaket 

inntrengning av forurenset vann. 

2.3.3.3 Enterokokker/ fekale streptokokker 

I den forrige drikkevannsforskriften (01.01.1995) inngikk fekale streptokokker og ikke 

enterokokker i kravet til mikrobiologiske parametere. I den nåværende forskriften inngår 

intestinale enterokokker. Dette har sammenheng med at det er blitt foretatt taksonomiske 

endringer, og en undergruppe av de fekale streptokokkene som tolererer høy pH og høy 

konsentrasjon av NaCl er blitt samlet under slektsnavnet: Enterococcus. Flere arter som ble 

omfattet av betegnelsen fekale streptokokker har skiftet navn, for eksempel heter den tidligere 

Streptococcus faecalis nå Enterococcus faecalis. 

Indikatorverdi. Intestinale enterokokker brukes som en indeks på fekal forurensing av vann, 

og de fleste artene formerer seg ikke i vann. Intestinale enterokokker vil generelt overleve noe 

lengre i vann enn E. coli (og TKB), og blir derfor brukt som en indeks mhp forekomst av 

fekale patogene bakterier (og virus) som overlever lengre enn E. coli. Hos mennesker er antall 

intestinale enterokokker i feces som regel en tierpotens lavere enn antall E. coli, men de er 

mer resistent overfor klorering enn E. coli, og blir derfor brukt som indikator på 

desinfeksjonseffekt sammen med E. coli og C. perfringens 

Kilde og forekomst. Intestinale enterokokker tilføres vann via feces fra mennesker og andre 

varmblodige dyr. 

Betydning av forekomst i drikkevann. Nærvær av intestinale enterkokker er tegn på relativt 

nylig fekal forurensing. 

2.3.3.4 Heterotrofe bakterier (kimtall). 

Heterotrofe bakterier krever organisk stoff for å kunne vokse og formere seg. I Norge kalles 

denne gruppen ofte kimtall. Den omfatter mange forskjellige bakterietyper og sopp. Kimtall 

kan defineres som mikroorganismer som kan vokse i et næringsrikt miljø i fravær av 

inhiberende eller selektive forbindelser, i løpet av en gitt vekstperiode (for eksempel 3-7 døgn 

eller mer) og ved en gitt temperatur (f.eks 22 eller 36 o C). Kimtall kan bestå av 

mikroorganismer som er mer (f.eks sporedannere som C. perfringens) eller mindre (f. eks KB, 

E. coli) resistent overfor desinfeksjon. Kimtall kan også bestå av bakterier som hører hjemme 

i og kan formere seg i naturlig vann. 


Indikatorverdi. Kimtall bør ikke benyttes som indeks for nærvær av patogene i en vannkilde, 

men kan være nyttig som indikator på effektiviteten av en desinfeksjonsprosess. Målet er da å 

oppnå et lavest mulig kimtall. Kimtall kan også være nyttig for å overvåke vannkvaliteten på 

ledningsnettet, idet et høyt kimtall kan indikere inntrengninger av forurensing på 

ledningsnettet og/eller forekomst av biofilm. 

Kilde og forekomst. Kimtall-mikroorganismer finnes som nevnt over både i forurenset og ikke 

forurenset vann. Noen vannbehandlingsprosesser (f.eks koagulering/filtrering) vil redusere 

kimtallet, mens andre (f.eks langsom sandfiltrering og biofiltrering) vil kunne øke kimtallet. 

Dersom betingelsene på ledningsnettet er til stede, vil kimtallet kunne øke under transporten 

av vann i ledningsnettet. De faktorene som i første rekke avgjør i hvilken grad vekst skjer, er 

temperatur, tilgjengelige næringsstoffer inkludert assimilerbart organisk karbon (AOC), 

fravær av desinfeksjonsmiddel i vannet, og oppholdstid. 

Betydning av forekomst i drikkevann. Etter eventuell desinfeksjon vil en vente lavt kimtall. 

Generelt er plutselige endringer i kimtallet av større verdi enn det eksakte antallet, og en 

økning av kimtall i ledningsnettvann kan f. eks være en indikasjon på biofilm eller at det har 

skjedd inntrengning av forurensinger. Kimtallet kan omfatte en del såkalte opportunistiske 

patogene mikroorganismer (mikroorganismer som kan forårsake sykdom hos personer med 

svekket immunforsvarssystem) f.eks Pseudomonas aeruginosa, men det foreligger ingen 

indikasjon på at slike kimtallsbakterier er årsak til vannbårne mage-tarm sykdommer i den 

generelle befolkningen. 

2.3.3.5 Clostridium perfringens 

Arter av slekten Clostridium produserer sporer som er motstandsdyktige mhp stressfaktorer i 

miljøet, for eksempel temperatur, saltinnhold, pH i vannmassen, og overfor desinfeksjon. Den 

mest karakteristiske arten er C. perfringens, som finnes i den normale tarmfloraen hos 13- 

35% av mennesker og varmblodige dyr. Andre Clostridium-arter kan komme fra andre kilder. 

C. perfringens formerer seg ikke i vannet, og er en spesifikk indikator på fekal 

vannforurensing. 

Indikatorverdi. På grunn av den store motstanden C. perfringens sporer har mot desinfeksjon 

og andre stressfaktorer i miljøet, er C. perfringens sporer brukt som indikator på nærvær av 

virus og protozoer (Giardia, Cryptosporidium) i behandlet vann. I tillegg kan de være en 

indeks mhp forekomst av fekal forurensing som ikke er fersk, og brukes til å påvise en 

forurensing som har funnet sted, men som ikke nødvendigvis foregår kontinuerlig. 

I den norske drikkevannsforskriften står det at råvann skal overvåkes med angitt frekvens for 

angitte mikrobielle parametere, inkludert C. perfringens, når det er grunn til å anta at disse 

tilføres kilden i mengder som er av betydning for grenseverdiene. For C. perfringens er 

grenseverdien 0. I de siste WHO retningslinjene for drikkevann (WHO, 2004), anbefales det å 

ikke overvåke C. perfringens rutinemessig fordi den eksepsjonelt lange overlevelsestiden av 

sporene mest sannsynlig vil være så mye lengre enn overlevelsen av patogene fra tarmen, 

inkludert virus og protozoer. 

Kilde og forekomst. C. perfringens og dens sporer er generelt alltid til stede i kommunalt 

avløpsvann, men formerer seg ikke i vannforekomsten. Den er hyppigere til stede og i høyere 

antall i feces fra enkelte dyr, for eksempel hunder, enn hos mennesker. Hos andre 

varmblodige dyr kan den forekomme mer sjelden. 


Betydning i drikkevann. Nærvær av C. perfringens kan være en indeks på ikke-kontinuerlig 

fekal vannforurensing og potensielle kilder for forurensingen bør undersøkes. 

Filtreringsprosesser som er dimensjonert for å fjerne virus, bakterier og protozoer som 

partikler bør også fjerne C. perfringens sporer. 

2.3.3.6 Kolifager 

Bakteriofager er virus som har bakterier som vert. Kolifager har E. coli og nærstående 

bakterier som vertscelle og kan derfor frigjøres fra disse bakteriene i feces fra mennesker og 

varmblodige dyr. 

Indikatorverdi. Fager har mange felles egenskaper med humane virus og er derfor nyttige som 

modeller eller surrogatvirus for 1) hvordan enteriske (som er lokalisert til tarmen) virus 

oppfører seg i vannmasser og 2) hvilken resistens enteriske virus har overfor vannbehandling 

og spesielt overfor desinfeksjon. Det er imidlertid viktig å være klar over at det ikke behøver 

å være noen direkte korrelasjon mellom antall kolifager og antall enteriske virus i feces og i 

vann. Kolifager er dessuten ingen entydig indeks på fekal vannforurensing. Kolifager er for 

eksempel påvist i ikke forurenset vann, noe som kan ha sammenheng med at kolifager kan ha 

formert seg vannmassen. De har også vært fraværende i forurenset vann, noe som kan ha 

sammenheng med at de normalt ikke er en del av tarmfloraen hos hele befolkningen (Rhodes 

et al. 1991). Fordi de ikke alltid er tilstede i forurenset vann, er de ikke generelt egnet som 

indikator for overvåking av desinfeksjonseffektivitet. På grunn av begrensninger som er 

knyttet til kolifagenes anvendbarhet som indikator/indeks, ansees de for å ha størst betydning 

i forbindelse med laboratorieundersøkelser, pilot-forsøk og muligens i forbindelse med 

validering av fullskala-prosesser. 

Kilde og forekomst. Kolifager skilles ut i feces fra mennesker og dyr i relativt lavt antall. 

Kommunalt avløpsvann inneholder somatiske kolifager i konsentrasjonsområdet 10 6 -10 8 

kolifager/L. Til sammenligning kan innholdet av E. coli være i området 10 7 - 10 9 /L. I 

avløpsvann fra slakterier er det påvist opptil 10 10 kolifager/L. 

Betydning i drikkevann. Fordi kolifager typisk vil formere seg i tarmen hos mennesker og dyr, 

så vil nærvær av kolifager i drikkevann kunne være en indeks på at vannet er påvirket av fekal 

forurensing og derfor potensielt inneholde enteriske virus og andre patogene 

mikroorganismer. Nærvær av kolifager i drikkevann vil også være en indikator på svikt i 

desinfeksjonsprosesser som er designet for å fjerne virus. Fravær av kolifager fra behandlet 

drikkevann kan imidlertid ikke entydig tolkes som at patogene mikroorganismer (f.eks 

enteriske virus og protozoer) ikke er tilstede. 

2.3.4 Bruk av indikatororganismer for helserelatert risikobestemmelse 

Det har vært mye diskusjon om i hvilken grad indikatororganismer mhp forekomst av fekal 

forurensing kan brukes til anslå nærvær av patogene mikroorganismer. Det ser ut for at det er 

noenlunde enighet om at det generelt sett er en grov sammenheng mellom nivåene av 

indikatorer og patogene i vannkilder, men at dette ikke behøver å gjelde for en gitt lokalitet. 

Erkjennelsen av at de tradisjonelle indikatorbakteriene ikke gir et fullgodt bilde av vannets 

mikrobielle kvalitet er økende. Det er eksempler på at både vannbårne sykdomsutbrudd og 

endemisk (som forekommer mer vanlig innen et visst stedsområde) sykdom har forekommet 

selv om de tradisjonelle indikatorbakteriene ikke ble påvist i det aktuelle drikkevannet. 

Årsakene til dette er ofte enten svikt i desinfeksjonen eller forurensing av vann i 

ledningsnettet, og at de koliforme parameterne (KB, TKB, E. coli) ikke gir informasjon om 


fjerning og inaktivering av patogene som er flere tierpotenser mer resistente overfor 

behandling. 

Koliforme bakterier inklusive E. coli vil fortsatt være nyttige som indekser/indikatorer på 

fekal vannforurensing, men i fremtidige undersøkelser av vannforsyningssystemet bør det i 

tillegg vurderes å benytte andre mikrobielle parametere enn dem som inngår i 

Drikkevannsforskriften. 

Noen aktuelle indeks/indikator mikroorganismer og patogene mikroorganismer er samlet i 

Tabell 2.4. Figuren som er et utsnitt fra en tabell publisert av OECD (2003) viser 

anvendbarhet for ulike parametere i ulike deler av vannforsyningssystemet. Eksemplene som 

er gitt i Tabell 2.4 kan være et utgangspunkt for en diskusjon ang. valg av et knippe av 

overvåkingsparametre som må avpasses etter anvendelsesområdet. 

Tabell 2.4 

Foreslåtte anvendelsesområder for mikrobielle indikator-parametre (OECD 

2003) 

Mikrobiell parameter 

Undersøkelser i 

nedbørsfeltet 

Overflatevann 

karakterisering 

Grunnvann 

karakterisering 

Vannbehandling 

effektivitet (fjerning) 

Vannbehandling 

effektivitet (desinfeksjon) 

Behandlet vann 

Distribusjonssystemet 

inntrengning 

Distribusjonssystemet 

vekst 

Totale kolif orme IA IA IA IA AA A AA* A A 

E.coli A A A A A AA A* A 

Heterotrofe bakterier (kimtall) A A IA A A A 

Aerobe sporedannende bakterier A A IA A 

Kolif ager (somatiske, F-RNA) AA AA AA AA A 

C. perfringens AA AA AA AA A 

Pseudomonas, Aeromonas 

A 

Enteriske v irus A A A IA IA A 

Giardia og Cryptosporidium (oo) cyster A A AA A IA A 

A: Anv endbar; * : I ledningsnett uten restklor; AA: Andv endbart alternativ; IA: Ikke anbefalt; 

: Ikke anv endbart 

Undersøkelser ved 

sykdomsutbrudd 

Innholdet i tabellen bør vurderes. C. perfringens er for eksempel oppført som et anvendbart 

alternativ for overvåking mhp fekal forurensing i nedbørsfelt, overflatevann, grunnvann, og 

mhp effektivitet av vannbehandling og ved sykdomsutbrudd. WHO (2004) retningslinjene 

anbefaler imidlertid å ikke benytte C. perfringens som indeks ved rutinemessig overvåking av 

vannkilder. I tabellen er C. perfringens ikke foreslått som indikator for effektiviteten av 

desinfeksjon. Dette kan ha sammenheng med at dersom konsentrasjonen av C. perfringens i 

råvannet er lav, f.eks i området 0-2 /100 mL, er det vanskelig å trekke konklusjoner om 

effektiviteten av renseprosesser basert på innholdet av C. perfringens før og etter 

behandling/desinfeksjon. 

I den norske drikkevannsforskriften inngår C. perfringens sporer som indeks/indikator for 

virus og protozoer. Om den er en god indeks/indikator for disse mikroorganisme-gruppene vet 

en i dag ikke nok om. Vi har imidlertid valgt å ta utgangspunkt i dagens drikkevannsforskrift i 

vårt forslag til prosedyre for bestemmelse av optimal desinfeksjonspraksis. Likevel mener vi 

at det nå bør foretas en sammenstilling og vurdering av de resultatene som foreligger 

nasjonalt mhp konsentrasjonsnivåene av C. perfringens i norske vannsforekomster, før og 


etter desinfeksjon. Helst burde det også fortas en undersøkelse mhp innholdet av C. 

perfringens, protozoer og virus i vannforekomstene. Dersom resultatene viser at innholdet av 

C. perfringens er meget lavt og at det er liten sammenheng mellom innholdet av C. 

perfringens og virus/protozoer, bør C. perfringens ikke lengre inngå som indeks/indikator 

parameter i den norske vannforskriften. 

Innholdet av kolifager (virus som angriper bakterier) er foreslått som indikator for 

effektiviteten av desinfeksjon (Tabell 2.4). Også for kolifager gjelder det at de må være 

tilstede i råvannet for at de skal kunne benyttes som indikator. I hvilken grad de er tilstede i 

norske råvannskilder har vi idag ikke oversikt over. 

Fordi en mangler gode indeks/indikator mikroorganismer for virus og protozoer er det behov 

for å kunne gjennomføre direkte måling av humanpatogene virus og protozoer. I den 

sammenhengen trengs det en avklaring av hvilke(t) virus en skal analysere på og hvilke 

metoder (immunologske, molekylærbiologiske) som skal benyttes for å bestemme innholdet 

av protozoer. 

2.4 Forekomst av patogener i norsk drikkevann 

Det er utført få undersøkelser av norske vannkilder hvor det er påvist innhold av patogene 

mikroorganismer. I de fleste tilfeller av registrerte sykdomsutbrudd (Tabell 2.5) er vann blitt 

identifisert som smittevei vha epidemiologiske undersøkelser, mens patogenet som er 

assosiert til utbruddet er blitt bestemt og identifisert i feces fra pasienter. Det er gjort noen 

separate undersøkelser mhp innhold av patogener i norsk råvann, og eksempler blir omtalt 

nedenfor i pkt. 2.4.2. 

2.4.1 Patogene som er assosiert til registrerte sykdomsutbrudd 

Det er kun et begrenset antall av de patogene som er nevnt i Tabell 2.1 som er assosiert til 

vannbårne sykdomsutbrudd i Norge i perioden 1988-2002 (Tabell 2.5). I løpet av 15- 

årsperioden ble det registrert i alt 72 utbrudd. Campylobacter var årsak ved 26% av 

utbruddene, norovirus ved 18% og for 46% var smittestoffet ukjent. 

En nordisk undersøkelse for perioden 1975-1991 viste at det forekom totalt 29 utbrudd i 

Norge i denne perioden og at for utbruddene med kjent årsak var Campylobacter og norovirus 

hyppigste årsak til utbrudd i Norge. (Stenström et al. 1994). 

Disse oversiktene viser at det fortsatt forekommer årlige sykdomsutbrudd i Norge pga 

vannbåren smitteoverføring. 

Som eksempel på utbrudd forårsaket av Campylobacter kan nevnes to epidemier med 

gastroenteritt i 1994 og 1995 i Nord-Trøndelag som med stor sannsynlighet var forårsaket av 

vannbåren campylobacter-smitte. Kortnebbgås under trekk sørover i september-oktober 

overnattet på avsidesliggende vann brukt til vannforsyning og forurenset vannet med 

avføring. C. jejuni ble trolig overført via ubehandlet vann til abonnentene og forårsaket 

sykdom. Anslagsvis 1000 personer var syke pga. forurenset drikkevann i de to epidemiene. 

De vanligst identifiserte smittestoffene ved norske, vannbårne, registrerte sykdomsutbrudd er 

Campylobacter og norovirus, men for ca. halvparten av utbruddene var smittestoffet ukjent. 

Tilsvarende forhold finner en i Finland (Miettinen et al. 2001). Også i Sverige var 

Campylobacter det vanligst påviste smittestoffet i perioden 1975-91, mens henholdsvis 7 % 


og 4 % av utbrudden var forårsaket av parasitter og virus (Stenström et al. 1994, Andersson et 

al. 1997). 

Tabell 2.5 Utbrudd i Norge forårsaket av forurenset drikkevann registrert ved 

Folkehelseinstituttet og Statens næringsmiddeltilsyn 1988-2002, og fordelt på sykdom. Antall 

registrerte eller anslått syke er angitt i parentes (Nygård et. al 2003). 

År 

Campylobacteriose 

Norovirus 

infeksjon 

Salmo - 

nellose 

Hepatitt 

A 

Sh ig ellose 

Tularemi 

Gastroenterit 

Ukjent 

agens 

Antall 

Utbrudd 

Antall 

syke 

1988 1 (330) 5 (580) 6 910 

1989 1 (23) 3 (366) 4 389 

1990 3 (24) 1 (350) 1 (6) 1 (9) 5 (55) 11 444 

1991 1 (4) 1 4 

1992 2 (53) 1 (2 000) 4 (53) 7 2106 

1993 2 (26) 2 (170) 1 (2) 7 (193) 12 391 

1994 1 (750) 2 (1 949) 3 2699 

1995 1 (250) 1 250 

1996 1 (700) 1 700 

1997 1 (300) 1 300 

1998 1 (800) 1 (13) 2 813 

1999 1 (2) 1 (40) 1 (55) 4 (144) 7 241 

2000 3 (163) 1 (350) 2 (27) 6 540 

2001 1 (2) 2 (498) 1 (3) 4 503 

2002 3 (13) 1 (300) 1 (11) 1 (2) 6 326 

Totalt 19 (1 913) 13(6 480) 4 (68) 1 (9) 1 (2) 1 (11) 33 

(2133) 

72 10616 

I England og USA dominerer parasittene Giardia og Cryptosporidium som årsak til 

vannbårne sykdomsutbrudd (Furtado et al. 1998, Lee et al. 2002). Cryptosporidium er ikke 

identifisert som sykdomsårsak i Norge, mens Giardia for første gang ble registrert som årsak i 

2004. 

Det kan tenkes at Giardiasis underdiagnostiseres i Norge fordi mange anser dette for å være 

en typisk importsykdom og følgelig ikke tenker på å undersøke for denne parasitten hos 

personer som ikke har vært i utlandet. Hvis dette er tilfellet, kan vannbårne utbrudd av 

giardasis ha blitt rapportert som gastroenteritis med ukjent agens. 

Med unntak av personer med nedsatt immunforsvar vil de fleste som får infeksjon med 

Cryptosporidium bli friske uten behandling. Utbrudd forårsaket av denne parasitten kan 

dermed være inkludert i gruppen med ukjent smittestoff (Tabell 2.5). 

2.4.2 Innhold av ulike patogene i vann 

2.4.2.1 Protozoer. 

En nyere undersøkelse (1998-99) har vist at lave konsentrasjoner, 1-4 oocyster/10L av både 

Cryptosporidium-oocyster og Giardia-cyster forekommer relativt ofte i norske vannkilder. En 

eller begge protozo-typene ble påvist i 47 (32 %) av i alt 147 vannkilder (hvorav én var 

grunnvann) (Robertson og Gjerde, 2001). Den ene grunnvannskilden som ble undersøkt 

inneholdt Cryptosporidium. Cryptosporidium ble påvist alene noe oftere (i 13.5 % av 

prøvene) enn Giardia (i 9 % av prøvene). Begge protozoene ble oppdaget samtidig i kun 2 % 

av prøvene. Cryptosporidium ble oppdaget alene ved flere lokaliteter (13.5 %) enn Giardia 

(7.5 %) 


Metoden som ble brukt for påvisning ga totalt innhold av (oo)cyster og skilte ikke mellom 

antall smittsomme og ikke smittsomme (oo)cyster. Det at protozoene er påvist viser at både 

Cryptosporidium-oocyster og Giardia-cyster kan være en potensiell årsak til smitte i Norge, 

noe som er dokumentert for Giardias vedkommende med utbruddet i Bergen høsten 2004. 

For om mulig å finne årsaker til innholdet av protozoer i norske drikkevannskilder, er 

forekomsten av Cryptosporidium og Giardia blitt undersøkt hos storfe, sau, hund og gris og 

ville hjortedyr i perioden 2002-2005 (Gjerde, 2005). 

Begge protozo-typene var utbredt hos norsk storfe med hyppigere forekomst av Giardia (i 49 

% av dyrene) enn Cryptosporidium (i 12 % av dyrene) . Hos sau forekom Giardia langt 

hyppigere (i 29 % av søyene og 15 % av lammene) enn Cryptosporidium (i 0 % av søyene og 

3 % av lammene). Hos grise- besetninger og i prøver fra hunder forekom Cryptosporidium 

hyppigere enn Giardia. Hos de ulike hjortedyrene var forekomsten av Cryptosporidium og 

Giardia henholdsvis lav og moderat. De laveste forekomstene av parasitter fant man i hjort og 

de høyeste i rådyr. Så lenge en ikke vet om de påviste protozoene er humanpatogene eller 

ikke, kan en ikke si noe om betydningen av disse resultatene mhp å vurdere dyr som 

potensiell smittekilde for mennesker. 

Det ble derfor utført genotyping av en del av Giardia-isolatene fra hund, storfe og sau. Kun 

genotyper som er spesifikke for disse dyreslagene, og som ikke blir regnet som smittefarlige 

for mennesker ble påvist. Dette samsvarer med observasjoner omtalt nedenfor (pkt. 2.6) og 

understreker betydningen av også å undersøke om protozo-(oo)cyster som blir påvist i 

vannforekomster er humanpatogene eller ikke. 

I en undersøkelse av forekomsten i urenset avløpsvann (to renseanlegg fra hvert fylke, 38 

anlegg) ble det påvist Cryptosporidium og/eller Giardia i alle undersøkte prøver. 

Disse undersøkelsene viser at begge protozoene er langt vanligere i den norske befolkningen 

en tidligere har vært klar over og at avløpsvann er en viktig potensiell smittekilde for norske 

drikkevannskilder (Gjerde, 2005). 

2.4.2.2 Patogene bakterier 

Sommeren 2001 ble eventuell forekomst av patogene bakterier i råvann og rentvann fra 12 

vannverk/vannforsyningsanlegg med overflatevann som kilde undersøkt av daværende 

Næringsmiddeltilsynet Hadeland og Land (Fuglerud og Larsbråten, 2003). Undersøkelsen ble 

gjentatt sommeren 2003 ved 10 vannverk/ vannforsyningsanlegg hvorav 1 ikke inngikk i 

2001-undersøkelsen. 

Salmonella og E. coli O157 ble ikke påvist i råvann eller rent vann (konsentrasjonen ble ikke 

bestemt, kun om bakteriene var tilstede eller ikke). Forekomsten av disse bakteriene ble 

undersøkt fordi det er kjent at E. coli O157 tidvis kan opptre i dyrebesetninger på Hadeland 

og i Land, og Salmonella er kjent blant vill fuglebestand. Disse bakteriene kan også komme 

fra avføring fra syke/smittebærende mennesker via utslipp fra kloakkrenseanlegg o.l. 

I 2001 ble Campylobacter påvist i 1 av 14 råvannsprøver, i 2003 ble Campylobacter påvist i 7 

av 15 råvannsprøver. Konsentrasjonene ble ikke bestemt, kun om bakteriene var tilstede eller 

ikke. Der Campylobacter ble påvist, ble det også samtidig påvist termotolerante koliforme 

bakterier (TKB), koliforme bakterier (KB) eller sulfitreduserende klostridier (SRK) i prøvene, 


men prøvegrunnlaget var for spinkelt til å trekke konklusjoner om mulige sammenhenger 

mellom forekomstene av ulike typer bakterier. 

For ett (det sydligste) av de i alt syv vannverkene med inntak fra Randsfjorden ble det i 2003 

påvist Campylobacter i råvannet. Dette er et eksempel på at: 

• det kan finnes sykdomsbakterier i påvisbare mengder i råvann også fra store innsjøer 

som Randsfjorden 

• at det å basere den første av de to påbudte hygieniske barrierene på at kilden medfører 

god fortynning/har stort inntaksdyp ikke alltid gir tilstrekkelig sikkerhet. 

I en undersøkelse av råvann fra Bø-elva i Telemark (Rosef et al, 2001) ble Campylobacter 

påvist i 32 av 60 prøver (53.3 %). C. coli var den dominerende arten (44 %) fulgt av C. jejuni 

(34.6 %) og C. lari (14.7%). Fem av isolatene (6.7 %) ble ikke artsbestemt. De tre påviste 

artene er alle humanpatogene. Campylobacter ble påvist i prøver hvor fekale koliforme 

bakterier ikke var tilstede, noe som indikerer at fekale koliforme ikke er egnet som 

indeksparameter for forekomst av campylobacter i vann. 

Et lokalisert utbrudd av tularemi (harepest) i Midt-Norge i august 2002 er rapportert 

(Folkehelseinstituttet, 2003). De syke var knyttet til to husstander og deres familier samt to 

besøkende. De to husstandene delte en brønn og ved inspeksjon ble det funnet et 

lemenkadaver i brønnen. Vannprøve fra brønnvannet inneholdt termotolerante E. coli og 

PCR-undersøkelsen var positiv for bakterien Francisella tularensis. Vel tre uker ut i 

sykdomsforløpet ble tularemi bekreftet hos alle pasientene. 

Vannbåren toksin-produserende E. coli som årsak til sykdomsutbrudd er uvanlig i Norge. I 

2000 ble det imidlertid rapportert et humant-tilfelle av sykdom pga smitte av Shiga toxinproduserende 

E. coli (STEC) O103 som ble assosiert til beitende sau og forurensing av en 

drikkevannskilde, selv om STEC O103 vanligvis ikke blir påvist hos sau (Urdahl et al., 2003). 

Det private vannanlegget hadde en elv som råvannskilde og drikkevannet var ubehandlet. Det 

ble påvist STEC O103 hos saueflokken, men etter genotyping var konklusjonen at en 

forbindelse mellom det aktuelle humansykdomstilfellet og vannforurensing fra sauer verken 

kunne bekreftes eller avvises. 

Et utbrudd av Salmonella typhimurium ble registrert i Herøy kommune 1999, der det med stor 

sikkerhet er dokumentert at drikkevann fra et vannverk var smittekilden. Epidemiologisk 

undesøkelse viste at utbruddet var forbundet med denne smittekilden. Det ble aldri med 

sikkerhet påvist Salmonella-bakterier i vannet, men det ble funnet kadaver av en måke i 

råvannskilden, og fra dette kadaveret ble det isolert Samonella-bakterier. 

2.4.2.3 Opportunistisk patogene bakterier 

I en kimtallsundersøkelse påvises de bakteriene som benytter organisk stoff som næring, de 

heterotrofe bakteriene. Forekomst av slike bakterier er helt normalt i naturen og de forårsaker 

vanligvis ikke sykdom. Enkelte heterotrofe bakterier i drikkevann kan likevel forårsake 

sykdom hos personer med nedsatt immunforsvar. Slike bakterier kalles opportunistisk 

patogene bakterier. 

Antallet av mennesker i befolkningen med nedsatt immunforsvar er økende (feks v/cellegiftbehandling, 

organtransplantasjoner, HIV/AIDS). Derfor er det også en økende interesse for 

opportunistisk patogene bakterier. 


I Norge har en ved Veterinærhøgskolen i flere år undersøkt vannprøver fra norske vannverk i 

forbindelse med problemstillinger knyttet til høyt kimtall i rentvannsmagasin og ledningsnett 

(Østensvik 2004). I flere av disse prøvene er det påvist heterotrofe bakterier som har 

opportunistisk patogene egenskaper (Tabell 2.6). 

Tabell 2.6 Opportunistiske patogene bakterier som er påvist i norske 

rentvannsmagasiner/ledningsnett (modifisert fra Østensvik, 2004) 

Bakterie art 

Sphingomonas paucimobilis 

Burkholderia cepacia 

Comamonas testosteroni 

Stenotrophomonas maltophila 

Ochrobactrum anthropi 

Acinetobacter baumannii 

Cryseomonas luteola 

Aeromonas hydrophila 

Klebsiella pneumoniae 

Enterobacter aerogenes 

Bacillus cereus 

Sykdomstilstand 

Sårinfeksjon, urinveisinfeksjon, bakteriemi. Sykehus- infeksjon 

(kontaminerte infusjonsvæsker/kateter) 

Alvorlig lungebetennelse hos pasienter med cystisk fibrose 

Sårinfeksjoner, luftveisinfeksjon, bakteriemi 



Luftveisinfeksjon, urinveisinfeksjon 

Sårinfeksjon, luftveisinfeksjon 

Sårinfeksjon, luftveisinfeksjon 

Majoriteten av rapporterte sykdomstilfeller hvor disse bakteriene er påvist, forkommer på 

sykehus. Det er ukjent i hvilken grad vann er smittekilde ved sykehusinfeksjoner i Norge. 

Med utgangspunkt i 1) det lave kimtallet i drikkevann (normalt < 100/ mL), 2) nødvendige 

doser for å bli syk og 3) daglig vanninntak, vurderes i dag risikoen som minimal for 

normalbefolkningen i Norge for å bli syk pga vannbåren infeksjon forårsaket av 

opportunistiske patogene bakterier. 

Hos personer med nedsatt immunforsvarssystem er eksponering for vann (med kimtall 

2.5 Eksempler fra utlandske vannforekomster 

Undersøkelser av ulike råvannskilder har vist at innholdet av Cryptosporidium og Giardia i 

forurensede elver og innsjøer kan være betydelig høyere enn det nivået som er funnet i den 

norske undersøkelsen (1-4 (oo)cyster /10 L, se pkt. 2.4.2.1). Innholdet av patogene bakterier 

(Campylobacter, Salmonella) kan også være høyt i innsjøer og forurensede elver, mens 

konsentrasjonsnivået for virus er lavere (Tabell 2.7). 

Tabell 2.7 Forekomst av patogene i ulike råvannskilder. Eksempler på høye, påvisbare 

konsentrasjoner (per liter) hentet fra litteraturen. (WHO 2004) 

Patogen eller 

Indikator gruppe 

Innsjøer og 

reservoarer 

Kloakk-belastede 

elver og bekker 

Naturlige, ikkebelastede 

elver og 

bekker 

Grunnvann 

Campylobacter 20-500 90- 2 500 0-1100 0-10 

Salmonella - 3-58 000 

1-4 - 

(3- 1 000) a 

E.coli 10 000-1 000 000 30 000-1 000 000 6 000-30 000 0-1000 

Virus 1- 10 30- 60 0-3 0-2 

Cryptosporidium 4-290 2 - 480 2-240 0-1 

Giardia 2- 30 1 - 470 1-2 0-1 

a) det lavere område er fra en nyligere undersøkelse 

I perioden 2000-2001 ble i alt 139 prøver fra overflatevann (7 innsjøer, 14 elver) i sørvest- 

Finland undersøkt mhp innhold av enteropatogene mikroorganismer: Campylobacter, 

Giardia, Cryptosporidium, noroviruses, og fekale indikatorer (termotolerante koliforme 

bakterier, E. coli, C. perfringens og F-RNA bakteriofager) (Hörman et al., 2004). I denne 

undersøkelsen var 41 % av prøvene (57 av 139) positive for minst en patogen, 17.3 % var 

positive for Campylobacter, 13.7 % var positive for Giardia, 10.1 % var positive for 

Cryptosporidium og 9.4 % var positive for norovirus. Om vinteren var forekomst av patogene 

i prøvene signifikant sjeldnere enn ellers i prøveperioden. 

Norovirus lar seg som nevnt tidligere ikke dyrke, men blir påvist vha molekylærbiologiske 

metoder (PCR). I en nylig undersøkelse som pågikk i 14 måneder har en forsøkt å kvantifisere 

og studere variasjoner av norovirus- innholdet i overflatevann fra elven Meuse i Nederland 

(Westrell, 2004, i paper III). Innholdet varierte i området 0-1700 PCR- påvisbar enhet/L 

(pdu/L), med høyest innhold om vinteren. I publikasjonen ble kun denne enheten benyttet, 

men dersom en antar at 1pdu/L representerer 1 virus/L, så vil det tilsi norovirus- innhold i 

området 0-1700/L. En ulempe ved metoden er at den ikke skiller mellom smittsomme og ikke 

smittsomme virus. 

Basert på måltall for antall sykdomsutbrudd i befolkningen (pkt. 4.3) og beregninger utført 

vha kvantitativ mikrobiell risikoanalyse (pkt. 4.6), er det anbefalt at innholdet av virus i 

drikkevann må være mindre enn 2*10 -7 /L (Regli et al. 1991). Hvis en setter et slikt krav til 

innholdet av norovirus i vann, så ville vannbehandlingen måtte oppnå en reduksjon på nesten 

10 log-enheter for et råvann med 1700 virus/L. Dette eksemplet viser at vi fortsatt vet for lite 

om betydningen av virus i drikkevann. 

I en svensk undersøkelse ble Giardia og Cryptosporidium påvist i henholdsvis 26 % og 32 % 

av i alt 50 vannprøver. Av de i alt 26 lokalitetene som ble undersøkt ble det funnet protozoer i 

halvparten av dem og konsentrasjoner i området 0.01-4.6 (oo)cyster pr liter av både Giardia 

og Cryptosporidium (Hansen og Stenström, 1998), dvs inntil 10 ganger høyere 

konsentrasjoner enn det som er påvist i Norge. 


I en engelsk undersøkelse over innholdet av Campylobacter i ferskvann som også ble brukt til 

rekreasjon (bading) ble det påvist konsentrasjoner i området

Basert på den informasjonen en har innhentet og som er omtalt ovenfor, kan man gjøre et 

grovt anslag mhp mulig konsentrasjonsnivå av et utvalg av viktige patogene mikroorganismer 

i norske vannforekomster (overflatevann): 


Patogene bakterier: Campylobacter: 0-50 per100mL 

Patogene protozoer: Giardia: 0-4 per 10 L 


Spesielt norovirus- og Campylobacter-tallene er mangelfulle og representerer ikke 

nødvendigvis norske forhold, men de er de beste en har kunnet finne. 

I Norge er det vist at ca 32 % av i alt 147 vannkilder har forekomst av Giardia og/eller 

Cryptosporidium (Robertsen et al. 2001). Dersom en legger den finske undersøkelsen 

tilgrunn, hvor % andel vannprøver som inneholdt parasitter synes å være lik den vi har i 

Norge, og antar at forekomst av norovirus og Campylobacter er på samme nivå i de to land, 

så skulle det tilsi at 40-50 % av de norske vannkilder er forurenset av potensielt patogene 

mikroorganismer. Dette er selvsagt meget usikre anslag mhp verdier som i høyeste grad 

trenger verifikasjon, både i form av genotyping av protozoer for å avgjøre om de er 

humanpatogene, og i form av undersøkelser mhp innhold av Campylobacter og norovirus i 

norske vannforekomster. 

Det kan likevel slås fast, på grunnlag av denne gjennomgangen, at det må forventes at det 

forekommer både patogene bakterier, virus og parasitter i norske drikkevannskilder og at det 

derfor er helt nødvendig å ha en beredskap i drikkevannsforsyningen, inkludert desinfeksjon, 

rettet mot denne trusselen. Vi trenger betydelig mer kunnskap om graden av forekomst av de 

ulike patogene og ikke minst trenger det enkelte vannverk å kartlegge situasjonen i egen kilde 

for derigjennom å bli i stand til å legge opp en strategi rettet mot en optimal 

desinfeksjonspraksis. 


3 Oversikt over desinfeksjonsmetoder 

3.1 Generelt om desinfeksjon 

Med desinfeksjon mener vi vannbehandling som inaktiverer mikroorganismer. Desinfeksjon 

er altså ikke det samme som sterilisering som er en sikker metode for at organismen dør. 

Andre vannbehandlingsmetoder som fysisk sett fjerner mikroorganismen, for eksempel 

membranfiltrering regner vi her ikke som en desinfeksjonsmetode, men metoden kan likevel 

representere en hygienisk barriere. 

Desinfeksjon (inaktivering) kan oppnåes ved en rekke metoder: 

• Tilsetting av oksidasjonsmiddel (hvorav de viktigste er ulike klorforbindelser og ozon) 

• Bestråling (UV) 

• Kombinasjoner av oksidasjonsmidler og UV 

• Tilsetting av metaller (sølv, kobber etc., som ikke brukes i vannverkssammenheng) 

• Ultralyd (som ikke brukes i vannverkssammenheng) 

De desinfeksjonsmetodene som brukes i offentlige vannbehandlingsanlegg, er i all vesentlig 

grad basert på tilsetting av oksidasjonsmidler (primært klorforbindelser og ozon), UVbestråling 

eller kombinasjoner av disse, og vi skal derfor begrense oss til å omtale disse 

metodene her. 

3.1.1 Desinfeksjonsmekanismer 

Hvilke mekanismer som fører til at patogene mikroorganismer inaktiveres ved 

desinfeksjonen, er avhengig både av desinfeksjonsmetode, desinfeksjonsmiddel og hvilken 

mikroorganisme det gjelder. Fem foreslåtte mekanismer er (1) nedbrytning av celleveggen, 

(2) endring av cellens permeabilitet (3) endringen av protoplasmaets kolloide natur (4) 

endring av organismens DNA eller RNA og (5) inhibering av enzymaktivitet, se Tabell 3.1. 

Sannsynligvis er det flere enn én av disse mekanismene som gjelder samtidig. 

Tabell 3.1 

Desinfeksjonsmekanismer ved ulike desinfeksjonsmetoder 

Klor Ozon UV 

- Oksidasjon 

- Reaksjon med tilgjengelig klor 

- Protein utf elling 

- Modif ikasjon av permeabiliteten i 

cellevegg 

- Hy droly se og mekanisk 

ødeleggelse 

- Direkte oksidasjon/ ødeleggelse av 

cellevegg 

- Reaksjoner med radikaler som 

dannes v ed nedbrytning av ozon 

- Ødeleggelse av cellenes nukleinsy rer 

- Deling av karbon-nitrogen bindinger 

noe som f ører til depolymerisering 

- Fotokjemisk ødeleggelse av 

RNA og DNA i cellen 

Inaktiveringsmekanismene er annerledes ved UV-desinfeksjon enn ved bruk av klor og ozon. 

Ved det to siste kan man anta at desinfeksjonsprosessen skjer i to trinn, nemlig: 

• Bevegelse av desinfeksjonsmidler gjennom mikroorganismens cellevegg 

• Reaksjon med enzymer inne i cellen 

Vi kan observere at nøytrale molekyler er mer baktericide enn ioner, hvilket er naturlig siden 

nøytrale molekyler møter mindre motstand ved gjennomgang av celleveggen enn ioner. For 

ioner vil elektrostatiske frastøtningskrefter og sorpsjon føre til motstand mot 

gjennomtrengning av celleveggen. Kraftige kjemiske oksidasjonsmidler som klor, klordioksid 

og ozon kan dessuten forårsake desinfeksjon ved direkte nedbrytning av cellematerialets 

organiske stoff. Dette betyr imidlertid ikke at alle oksidasjonsmidler nødvendigvis er effektive 


desinfeksjonsmidler. Eksempelvis er hydrogenperoksid (H 2 O 2 ) et kraftig oksidasjonsmiddel, 

men ikke et særlig effektivt desinfeksjonsmiddel bortsett fra i kombinasjon med UV. 

Ved UV bestråling påvirkes arvestoffet i cellen slik at cellen ikke kan reprodusere og når den 

ikke kan reprodusere i en vert, er den ikke lenger smittsom. 

3.1.2 Faktorer som påvirker desinfeksjonseffektiviteten 

Desinfeksjonseffektiviteten avhenger av følgende faktorer: 

• Kontakttiden mellom desinfeksjonsmidlet og vannet 

• Konsentrasjon og type av desinfeksjonsmiddel 

• Strømningsbildet i desinfeksjonsreaktoren 

• Antall og typer av organismer som skal inaktiveres 

• Temperaturen 

• Vannets sammensetning 

3.1.2.1 Kontakttid 

Kontakttiden mellom desinfeksjonsmiddel og vann er av avgjørende betydning for 

desinfeksjonseffektiviteten. Generelt gjelder at effektiviteten vil øke med økende kontakttid 

ved en gitt konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel. 

Desinfeksjonshastigheten, dvs. hastigheten hvormed mikroorganismer dør ut ved tilførsel av 

desinfeksjonsmiddel, uttrykkes vanligvis ved Chicks lov (Chick, 1908): 

dN t /dt = -k . N t 

dN t /dt = nedbrytnings eller utdøingshastigheten 

k = er hastighetskonstanten for utdøing, bestemt av aktuell organisme og aktuelt 

desinfeksjonsmiddel 

N t = er antall levende mikroorganismer pr. volumenhet etter tid t. 

Chicks lov sier altså ganske enkelt at utdøingshastigheten er til enhver tid proporsjonal med 

gjenværende antall av levende mikroorganismer. Vi ser at ligningen har den generelle form av 

en første ordens reaksjon, og om vi integrerer mellom t = 0 (N = N o ) og t = t (N = N t ), får vi: 

N t /N 0 = e -kt , som vi også kan skrive : 

ln N t /N 0 = - k . t 

Når man referer til inaktiveringsgrad, oppgir man vanligvis en viss log 10 -inaktivering 

ln N t /N 0 = 2,3 log 10 N t /N 0 , 

log 10 N t /N 0 = -k/2,3 = - k ’ . t. 

Vanligvis brukes benevnelsen k på utdøingskonstanten uansett om man bruker ln eller log 10 . 

Vi referer derfor i det følgende til utdøingskonstanten som k selv om vi refererer til log 10 

N t /N 0 . Vi kan altså finne k ved å plotte ln N t /N 0 eller log 10 N t /N 0 mot t. 


Chicks lov gjelder egentlig bare under "stasjonære" forhold, dvs. at alle organismer det er tale 

om inaktiveres likt av et gitt desinfeksjonsmiddel, at man opererer med en konstant 

konsentrasjon av desinfeksjonsmiddelet, at man ikke har forbindelser som interfererer i 

reaksjonen og at pH, temperatur og ionestyrke er konstant under reaksjonen. 

I praksis har man funnet et utdøingshastigheten i noen tilfeller øker noe og i andre tilfeller 

minker noe med tiden. Ligningen over er derfor ofte modifisert ti1 

log N t /N 0 = - k . t m 

Når m > 1, øker utdøingshastigheten med tiden mens det motsatte er tilfellet når m < 1. 

3.1.2.2 Konsentrasjon av desinfeksjonsmidlet 

Watson (1908) påviste tidlig at utdøingskonstanten, k, var relatert til konsentrasjonen av 

desinfeksjonsmiddelet, C, som følger: 

k = α . C n 

k 

α 

C 

n 

= utdøingskonstanten 

= inaktiveringskonstanten 

= konsentrasjonen av desinfeksjonsmiddelet 

= koeffisient karakteristisk for desinfeksjonsmiddelet 

Kombineres man de to uttrykkene får man det som går under navnet Chick/Watson 

relasjonen: 

dN t /dt = - α . C n . N t 

som integrerer til 

log N t /N 0 = - α . C n . t 

I utgangspunktet antar man vanligvis at n = 1, dvs graden av inaktivering er bestemt av 

produktet av desinfeksjonsmiddelets konsentrasjon og kontakttiden og at disse to faktorene 

derfor har like stor innflytelse. Dette er imidlertid ikke nødvendigvis alltid tilfelle, noe som 

kan fastslås ved å plotte C mot t på log-papir for et gitt inaktiveringsnivå. Når n > 1 vil 

innflytelsen av desinfeksjonsmiddelets konsentrasjon være størst, mens kontakttiden er av 

større betydning enn konsentrasjonen når n > 1. 

Vi kan bestemme inaktiveringskonstanten som vinkelkoeffisienten i et plot av 

inaktiveringsgraden (log N t /N 0 ) på y-aksen og mot C . t på x-aksen, se eksempel i 

Figur 3.1. 

Ulike organismer tåler ulik dose, se Figur 3.2, som viser et eksempel på en sammenligning av 

nødvendig Ct for 4 ulike organismer ved desinfeksjon med klor. 

3.1.2.3 Ct-verdien 

Ct-relasjonen er meget sentral i forbindelse med dimensjonering og drift av 

desinfeksjonsanlegg fordi den kan fortelle oss hvilken inaktiveringsgrad vi kan forvente ved 

en bestemt konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel og en bestemt kontakttid mellom den 

aktuelle mikroorganisme og den aktuelle konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel. Data for 


Figur 3.1 

Eksempel på sammenheng mellom inaktiveringsgrad og Ct. Inaktivering av 

Giardia cyster med fri klor ved 10ºC (US EPA, 1999) 

Figur 3.2 

Eksempel på nødvendig klorkonsentrasjon og kontakttid for 2 log inaktivering 

E.coli og ulike virus med ulike desinfeksjonsmidler ved 0 – 6 ºC 

inaktiveringskonstanten kan finnes i litteraturen, bestemt på bakgrunn av forsøk som er gjort 

med ulike mikroorganismer. 

Det er svært viktig å presisere at man må være på vakt når man skal tolke Ct-verdier som man 

finner i litteraturen. Noen av disse er verdier som er vitenskapelig bestemt i laboratoriet slik 

som vist i figurene over. Andre ganger refereres det til Ct-verdier som anbefales av 

myndighetene i forbindelse med dimensjonering og drift av anlegg. De siste bygger på de 

første, men myndighetene legger vanligvis på sikkerhetsfaktorer som skal fange opp 

variasjoner i forskningsresultater, variasjoner i praktiske betingelser i forhold til 

forsøksbetingelser osv. Man kan derfor ikke alltid sammenligne Ct-verdier fordi de stammer 

fra ulike typer av kilder. Dette syndes det mye mot og er ofte årsak til forvirring. I denne 

rapporten skal vi forsøke å være klare på hvor oppgitte Ct-verdier stammer fra – fra 

retningslinjer eller fra forskningsresultater. 


Ct-verdien kan brukes som et direkte mål på barriereeffekten, fordi denne verdien kan si oss 

hvor stor log-reduksjon som kan forventes ved gitte betingelser av C og t. I den norske 

Veiledningen til Drikkevannsforskriften benyttes Ct-prinsippet indirekte idet man for 

eksempel for klor sier at man har en hygienisk barriere dersom man har en restkonsentrasjon 

av klor på minst 0,05 mg/l etter 30 min oppholdstid etter at desinfeksjonsmiddelet er tilsatt, 

tilsvarende en Ct-verdi på 1,5 mgmin/l. Dette er imidlertid en svært statisk betraktningsmåte 

som ikke gir rom for variasjoner C og t imellom for å nå en ønsket Ct. Veiledningen tar heller 

ikke hensyn til at konsentrasjonen av desinfeksjonsmiddel har variert gjennom kontakttanken 

fra å være høyest like etter tilsetting og lavest ved slutten. 

Vi skal komme tilbake til bruken av Ct prinsippet senere. Vi vil vise at utfordringen med bruk 

av prinsippet er å bestemme hva som er riktig C og riktig t. I det følgende skal vi se nærmere 

på hvorfor strømningsbildet i kontakttanken for desinfeksjon har stor betydning for 

oppholdstiden. 

3.1.2.4 Strømningsbildet i desinfeksjonsreaktoren 

Når man skal bruke informasjon om Ct trenger man kjennskap til hvilken t som skal brukes. 

Den midlere, hydrauliske oppholdstid for enhver reaktor er: 

T h = V/Q 

der V er reaktorvolumet og Q er vannmengden 

Den reelle oppholdstiden til et vannelement er imidlertid avhengig av hvilket strømningsbilde 

man har i reaktoren. Dette varierer avhengig av reaktorens utforming og dermed i hvilken 

grad av blanding man har i reaktoren. Det finnes to hovedformer av idealiserte systemer 

innenfor reaktorhydraulikken: 

• Stempelstrøm (plug flow) 

• Ideell blanding (complete mixed flow) 

I en idealisert stempelstrømsreaktor vil alle vannelementer oppholde seg i reaktoren like 

lenge, nemlig en tid lik den hydrauliske oppholdstiden. Vannelementene flytter ikke på seg i 

forhold til hverandre. To vannelementer som kommer inn samtidig vil bevege seg gjennom 

reaktoren med samme hastighet og komme ut samtidig. Skjer det en reaksjon når vannet 

passerer gjennom reaktoren, for eksempel et forbruk av desinfeksjonsmiddel, vil endring i 

konsentrasjonen gjennom reaktoren kun skje som en følge av reaksjonen. Oksidasjonsmiddel 

som tilføres, C inn , vil for eksempel reagere med komponentene i vannet og forlate reaktoren 

med en lavere utløpskonsentrasjon, C ut . 

I reaktorer med ideell blanding vil vi ha med et helt spekter (en fordeling) av oppholdstider å 

gjøre. To vannelementer som kommer inn i reaktoren samtidig, kan forlate den på helt 

forskjellige tidspunkt. Siden det til enhver er full blanding, vil konsentrasjonen ut, C ut , være 

lik den tilstedeværende konsentrasjonen i reaktoren, C, og den konsentrasjonen som vi får ut 

vil både være et resultat av reaksjonen og av blandingen i reaktoren. 

De fleste reaktorer vil ha et strømningsbilde som er en mellomting av disse to ytterpunktene. 

Man kan bruke sporstoffundersøkelser (tracerstudier) til å karakterisere strømningsbildet i 

reaktorer og dermed også bestemme virkelig oppholdstid. Sporstoffet tilsettes ved innløpet 

(der desinfeksjonsmiddelet tilsettes) og konsentrasjonen ved utløpet registreres over tid. 

Avhengig av tilsetningsmåten, momentantilsetting eller trinntilsetting, fås ulike kurver som 


kan analyseres. Figur 3.3 viser hvordan forskjellige typer reaktorer responderer på momentan 

tilsetting av sporstoffmengde. 

Figur 3.3 

Utløpskonsentrasjon etter momentan tilsetting av sporstoff ved innløpet. 

Det er bare ved stempelstrømning at alle vannelementene har den samme oppholdstid, nemlig 

midlere oppholdstid, T h . For alle andre strømningsbilder vil vi ha med en fordeling av 

oppholdstider å gjøre. For et tilfeldig strømningsbilde som ligger et sted mellom ideell, vil 

tyngdepunktet av oppholdstider alltid være kortere enn den ved stempelstrømning, noe som 

for desinfeksjon i praksis vi bety at størrelsen på reaktoren ved den ikke-ideelle 

stempelstrømning alltid må være lenger enn den ved stempelstrømning dersom 

desinfeksjonseffektiviteten skal bli den samme. 

I og med at desinfeksjonsreaksjonene er av en høyere orden enn null (vanligvis av 1. orden) 

vil alltid en stempelstrømningsreaktor være mer effektiv enn en idealblandingsreaktor. Eller 

sagt på en annen måte; man trenger kortere midlere oppholdstid i en stempelstrømningsreaktor 

enn en idealblandingsreaktor for å oppnå samme inaktiveringseffekt. 

Graden av stempelstrømning kan tilstrebes på flere måter: 

• Lengde-bredde forholdet 

• Ledevegger som styrer strømningen (øker lengde-bredde forholdet) 

• Kontaktmedium (hindrer turbulens, kan betraktes som mange små reaktorer) 

• Unngå dødsoner der vannet står stille 

• Benytt flere tanker i serie (unngår tilbakeblanding) 

De fleste reaktorer har et strømningsbilde som ligger et sted mellom stempelstrømning og 

idealblanding. Omrørte tanker er nær ideelt blandede, mens rør-reaktorer og pakkede kolonner 

har nær ideell stempelstrømning. Jo flere omrørte tanker man bruker i serie, jo mer nærmer 

strømningsbildet seg stempelstrømning. Det kan vises matematisk at om vi setter uendelig 

mange idealblandingsreaktorer i serie, så får disse strømningsbildet til en 

stempelstrømningsreaktor. 

Vi kan demonstrere dette ved å se på nødvendig midlere oppholdstid for en 

stempelstrømningsreaktor (SSR) sammenlignet med en idealblandingsreaktor (IBR) og n 

idealblandingsreaktorer i serie når desinfeksjonsmiddelet reagerer i henhold til en 1.ordens 

reaksjon. 

Nødvendig oppholdstid stempelstrømning: 1/k 1 ln C 0 /C 

Nødvendig oppholdstid ideell blanding : 1/k 1 [(C 0 /C -1)] 

Nødvendig oppholdstid n IBR i serie : n/k 1 [(C 0 /C) 1/n -1] 


Tar vi utgangspunkt i disse ligningene kan vi for eksempel beregne forholdet mellom 

nødvendig volum med n idealblandingsreaktorer i serie sammenlignet med én 

stempelstrømningsreaktor for å oppnå en viss reduksjon (her 99 % og 99,9 %), som blir: 

n 99 % (2 log) 99,9 % (3 log) 

1 21,5 145 

2 3,91 8,9 

3 2,32 3,8 

4 1,88 2,7 

Vi ser at nødvendig volum for en stempelstrømningsreaktor blir langt mindre enn for en 

idealblandingsreaktor når vi kun har én IBR, men at oppdeling i flere IBR raskt reduserer 

forskjellen. Det å dele opp et kontaktkammer i flere segmenter er derfor alltid effektivt. 

I enkelte veiledninger (f.eks. fra USEPA) bruker størrelsen T 10 for å karakterisere 

strømningsbildet i forbindelse med beregning av inaktiveringskreditt. T 10 er den oppholdstid 

som tilsvarer at 90 % av en tilsatt tracer har forlatt reaktoren mens 10 % fortsatt ikke har. 

3.1.2.5 Temperatur 

Temperaturen har også innflytelse på desinfeksjonsprosessene. Som en tommeltottregel kan 

man regne med at inaktiveringshastigheten ved bruk av klor eller ozon fordobles ved hver 10 

ºC økning i temperaturen i det temperaturområdet vi vanligvis opererer i 

drikkevannsbehandlingen. Inaktiveringseffektiviteten ved UV-bestråling ser imidlertid i liten 

grad å være avhendig av temperatur. 

3.1.2.6 Vannets sammensetning 

Vannets sammensetning vil kunne ha stor innvirkning på desinfeksjonsprosessen. Dette 

gjelder vannets innhold av organisk stoff, oksiderbart uorganisk stoff, partikler osv og i tillegg 

vil pH, alkalitet, temperatur også ha betydning. Man kan derfor ikke uten videre overføre 

erfaringen med desinfeksjon fra ett vann til et annet. 

For eksempel kan vannets innhold av organisk stoff påvirke en desinfeksjonsprosess som 

bygger på oksidasjonsmiddel på forskjellige måter: 

• Visse organiske forbindelser kan adsorberes til mikroorganismen og således skape 

motstand mot overføring av desinfeksjonsmidlet til cellen. 

• Desinfeksjonsmidlet kan komme ti1 å reagere med løste forbindelser i vannet, slik at 

det dannes kompleksforbindelser som er mindre effektive desinfeksjonsmidler enn et 

opprinnelige. 

• Desinfeksjonsmiddelet kan komme til å reagere direkte med det organiske stoff ved en 

oksidasjonsreaksjon, slik at tilgjengelig desinfeksjonsmiddel og dermed 

desinfeksjonseffektiviteten blir redusert. 

I det følgende skal vi gi en oversikt over de vanligste desinfeksjonsmetodene og hvor 

effektive disse er. Denne fremstillingen pretenderer ikke å være fullstendig. Det finnes en 

rekke håndbøker som det vises til når det gjelder detaljer. 

Det vi skal prøve å fokusere på, er forhold som vi tror er av spesiell betydning når metoden 

brukes i drikkevannsbehandlingen i Norge. De mest aktuelle desinfeksjonsmetodene i Norge, 

er klorering, ozonering og UV-bestråling. Andre oksidasjonsmidler, som for eksempel H 2 O 2 

benyttes primært i kombinasjon med UV eller ozon. 


3.1.3 Noen desinfeksjonsbegreper 

I denne rapporten vil man støte på følgende begreper, som ellers er lite brukt i Norge: 

• Fordesinfeksjon 

• Primærdesinfeksjon 

• Sekundærdesinfeksjon 

Fordesinfeksjon innebærer at man tilsetter et oksidasjonsmiddel (som samtidig er et 

desinfeksjonsmiddel) på råvannet for oppnå en oksidasjonseffekt (av jern, organisk stoff etc.) 

og hvor man samtidig får en desinfeksjonseffekt. 

Primærdesinfeksjon er den egentlige desinfeksjon, dvs den prosess som primært tar sikte på å 

inaktivere mikroorganismer i anlegget og bare har det som hensikt. 

Sekundærdesinfeksjon er den tilsetting av et desinfeksjonsmiddel i den primære hensikt å 

hindre inaktivere mikroorganismer på ledningsnettet enten for å møte en kontaminering på 

nettet eller for å hindre vekst. 

3.2 Desinfeksjon med klorforbindelser 

Klorering er den vanligste desinfeksjonsmåten, globalt sett. Ulike klorforbindelser brukes for 

desinfeksjon og vi skal her skille mellom desinfeksjon med klor og kloramin og desinfeksjon 

med klordioksid. 

Det er vel kjent at klorering danner en rekke helseskadelige desinfeksjonsbiprodukter i form 

av trihalometaner, halogenerte eddiksyrer og andre halogenerte forbindelser. Dette skal derfor 

også berøres i det følgende. 

3.2.1 Desinfeksjon med klor 

Klor ble første gang brukt som desinfeksjonsmiddel i 1908, og har siden vært det mest 

anvendte desinfeksjonsmiddelet globalt sett fordi det har vært et tjenlig og billig 

desinfeksjonsmiddel. Denne posisjonen er imidlertid av en rekke årsaker i ferd med å mistes, 

fordi: 

• Klor danner helseskadelige klororganiske stoffer ved reaksjon med naturlig organisk 

stoff (humus) 

• Klor er ikke effektivt mot parasitter 

Ettersom klor imidlertid er effektivt overfor bakterier og virus, vil dette desinfeksjonsmiddelet 

sannsynligvis fortsatt bli mye brukt. 

Klor benyttes i ulike former, som klorgass (Cl 2 ), som natriumhypokloritt (NaOCl) i en 

klorløsning, eller som kalsiumhypokloritt (Ca(OCl) 2 ), et tørt produkt som løses opp i vann før 

bruk. 

Klorgass blir fremstilt ved elektrokjemisk oksidasjon av en koksaltløsning. Hydrogen og lut 

blir samtidig produsert 

2 H 2 O + 2 NaCl = H 2 + 2NaOH + Cl 2 (3.1) 


3.2.1.1 Klor reaksjoner med vann 

Når klor tilsettes vann, kan vi få følgende klorforbindelser i vannet: 

• Underklorsyrling (HOC1), hypoklorittion (OCl - ) og molekylært klor (C1 2 ). 

Molekylært klor vil ved normale pH forhold straks hydrolysere til de to andre 

forbindelser som utgjør det vi kaller fritt tilgjengelig klor. 

• Monokloramin (NH 2 C1), dikloramin (NHCl 2 ), og nitrogentriklorid (NC1 3 ). For at 

disse forbindelser skal dannes, forutsettes det at vannet inneholder ammonium eller 

organisk bundet nitrogen. Kloraminene utgjør det vi kaller bundet tilgjengelig klor. 

• Komplekse klororganiske forbindelser som er et resultat av klors reaksjon med 

organisk stoff 

Ofte snakker vi om et vanns klorbehov. Klorbehovet kan defineres som forskjellen mellom 

mengde dosert klor og mengde restklor (fritt eller bundet, tilgjengelig klor) som er tilstede i 

vannet etter en viss tid. Klorbehovet uttrykker således en likevektstilstand for den kjemiske 

reaksjon under de gitte betingelser. 

Fritt, ti1gjengelig klor er mer effektivt for desinfeksjon enn bundet, tilgjengelig klor. Derfor 

ønsker vi at klor skal være på denne formen i den primære desinfeksjon. Bundet tilgjengelig 

klor er mindre reaktivt og holder seg derfor lengre på nettet og bundet klor benyttes derfor for 

sekundær desinfeksjon (sikkerhetsklorering). 

Når det gjelder de ulike formene av fritt, tilgjengelig klor, er underklorsyrling betydelig mer 

effektivt (70-80 ganger) enn hypokloritt-ion til å inaktivere bakterier. Man tror at dette 

skyldes av HOCl er uladet (et molekyl) som møter mindre motstand ved passasje gjennom 

celleveggen enn OCl - som er ladet (et ion). Vi skal se nærmere på klors kjemiske reaksjon 

med vannet. 

3.2.1.2 Fritt tilgjengelig klor 

Når klor på gassform (som Cl 2 ) tilsettes vann, er det to reaksjoner som skjer, først en 

hydrolyse og så en dissosiasjon. 

Hydrolysen : Cl 2 + H 2 O = HOCl + H + + Cl - (3.2) 

Dissosiasjonen: HOCl = H + + OCl - (3.3) 

Når klor tilsettes på hypokloritt-form tilsettes får vi tilsvarende: 

NaOCl = Na + + OCl - (3.4) 

OCl - + H + = HOCl (3.5) 

Ligning 3.2 er ved pH > 3 fullstendig forskjøvet mot høyre, og store mengder klor kan 

følgelig løses i vann (K likevekt = 4,5 . 10 -4 (mol/l) 2 ved 25 ºC). Det går fram av ligning 3.3 at 

fordelingen mellom HOCl og OCl - også er avhengig av pH. 

Skriver vi denne ligningen som følger: 

K diss /[H + ] = [OCl - ]/[HOCl] = (100 - % [HOCl]) / % [HOCl] 

og plotter denne sammenhengen i et diagram, får vi Figur 3.4. 


Figur 3.4 

Fordelingen mellom HOC1 og OC1 som funksjon av pH 

Som nevnt er HOCl molekylet betydelig mer effektivt som desinfeksjonsmiddel enn 

hypokloritt-ionet, og følgelig har vannets pH svært stor betydning for desinfeksjonseffektiviteten 

ved klorering. Når pH i vannet ligger under 6,5, finnes klor til stede nesten bare 

som underklorsyrling, mens hypokloritt-ionet er helt dominerende ved pH > 8,5. Mellom pH 

6,5 og 8,5, hvor vi ofte opererer i drikkevannsbehandlingen, vil begge formene av fritt klor 

være til stede. 

Ettersom HOCl er mange ganger mer effektivt enn OCl - (se Figur 3.5), vil vi trenge langt 

mindre klor for å oppnå en gitt inaktiveringseffekt ved pH på den sure siden enn på den 

basiske. Eller sagt på en annen måte; ved en gitt klordose vil inaktiveringseffektiviteten være 

langt høyere på den sure siden og vi bør derfor tilstrebe at klor doseres før pH-økning for 

korrosjonskontroll. 

Figur 3.5 

Nødvendig kontakttid for å oppnå 2 log inaktivering av E. coli ved ulike 

klorforbindelser. Linjer for gitte Ct-verdier er også angitt 


Temperaturen har også stor innflytelse, spesielt mellom pH = 6,5 og pH = 8,5, noe som 

fremgår av Figur 3.4. 

3.2.1.3 Bundet tilgjengelig klor 

Ammonium i vannet vil reagere med fritt, tilgjengelig k1or og danne kloramin, eller det vi 

kaller bundet tilgjengelig klor. De viktigste reaksjoner er: 

NH + 4 + HOCl = NH 2 Cl + H + + H 2 O 

NH 2 Cl + HOCl = NHCl 2 + H 2 O 

NHCl 2 + HOCl = NCl 3 + H 2 O 

(NH 2 Cl – monokloramin) 

(NHCl 2 – dikloramin) 

(NCl 3 – trikloramin eller nitrogentriklorid) 

Mono- og dikloramin vil dominere i drikkevann og pH bestemmer fordelingen mellom de to, 

som vist i Tabell 3.2. Dikloramin gir en ubehagelig lukt og smak på vannet mens 

monokloramin ikke gjør det. Derfor prøver man å unngå dannelse av dikloramin ved å holde 

pH høy (> 8). 

Tabell 3.2 

Innflytelse av pH på fordeling av monokloramin og dikloramin 

pH % NH 2 Cl % NHCl 2 

5 

6 

7 

8 

9 

16 

38 

65 

85 

94 

84 

62 

35 

15 

6 

Kloraminene gir desinfeksjonsvirkning, men de er betydelig mindre effektive som 

desinfeksjonsmidler enn både HOCl og OCl - , se Figur 3.5 foran. 

Dette at fritt, tilgjengelig klor vil reagere med ammonium, og det at klor i tillegg er et 

oksidasjonsmiddel, som vil reagere med oksiderbare organiske og uorganiske stoffer, skaper 

visse problemer ved desinfeksjon med klor i og med at man er interessert i å opprettholde en 

gitt restklormengde i vannet. 

Tilsetter vi økende mengder av klor til et vann som inneholder kloroksiderbart stoff og også 

ammonium og måler restklormengden, vil vi få frem en kurve som er angitt i Figur 3.6. 

Klor vil først forbrukes av reduserende stoffer som for eksempel organisk stoff (humus), Fe 2+ 

og Mn 2+ slik at mesteparten av det tilsatte klor reduseres til klor-ion og vi måler ingen 

restklor. 

Etter at klorbehovet til oksidasjon er tilfredsstilt, vil klor fortsette å reagere med ammonium i 

vannet og danne kloraminer (punkt A til B i Figur 3.6). Så lenge molforholdet mellom klor og 

ammonium er mindre enn 1, vil det dannes monokloramin og dikloramin. Mellom punkt B og 

C, som kalles brekkpunktet, vil noe av kloraminene overføres til nitrogentriklorid mens resten 

vil oksideres til nitrogendioksid (N 2 0) og nitrogen (N 2 ), slik at klor blir redusert til klor-ion, 

og følgelig vil restklormengden avta mellom B og C. Ved brekkpunktet, der molforholdet 

mellom klor og ammonium er 2, vil kloraminene være fullstendig oksidert, og en ytterligere 

tilsetning av klor vil resultere i en proporsjonal økning i fritt, tilgjengelig restklor (hypokloritt 

som ikke har reagert). 


Figur 3.6 

Brekkpunktklorering 

Fordelen med å klorere forbi brekkpunktet er: 

• God desinfeksjon er sikret fordi fri restklor er mer effektivt enn bundet restklor 

• Mesteparten av lukt og smaksfremkallende stoffer vil være fjernet 

• Ammonium er fjernet 

De fleste norske vannkilder har et lavt innhold av ammonium, og vi ser sjelden så markerte 

brekkpunkt som det som er angitt i Figur 3.6. Derimot er det vanlig at et eksisterer et 

klorbehov som skyldes oksidasjon av naturlig organisk stoff (humus). 

3.2.2 Bruk av kloramin for sekundærdesinfeksjon 

Kloramin er lite brukt som primært desinfeksjonsmiddel, men har funnet betydelig anvendelse 

i enkelte land for sekundærdesinfeksjon (sikkerhetsdesinfeksjon). 

3.2.2.1 Generering 

Når kloraminering benyttes, må man vanligvis tilsette både klor og ammonium. Ofte tilsettes 

klor for primærdesinfeksjon og etter at en viss restklor er etablert, tilsettes ammonium, for 

eksempel i form av ammoniakk. Man ønsker primært å danne monokloramin. For å hindre 

dannelse av dikloramin og nitrogentriklorid sørger man for at pH er på den alkaliske siden og 

at forholdet mellom klor og ammonium holder seg i området 3:1 - 5:1, med en typisk verdi på 

4:1. 

Både klor og ammonium kan tilsettes både som gass og som løsning. Vanligvis tilsettes klor 

først, men tilsettingsrekkefølgen vil være avhengig av hva man ønsker å oppnå . 

3.2.2.2 Doseringspunkt 

Som nevnt brukes kloramin nesten utelukkende for sekundærdesinfeksjon fordi: 

• Kloraminene er ikke så reaktive overfor organisk stoff som klor og danner derfor ikke 

trihalometaner i samme grad 

• Monokloramin er mer stabil og holder seg derfor lenger på nettet enn klor og antas 

derfor å gi bedre vern mot begroing på nettet og i høydebasseng 

• Monokloramin har også vist seg å være bedre til å trenge gjennom en allerede dannet 

biofilm og dermed bedre til å holde kontroll på veksten av biofilm 


• Enkelte mener at man erfarer mindre lukt og smaksproblemer med monokloramin enn 

ved bruk av klor men dette punktet er sannsynligvis mindre viktig i Norge hvor 

klorbehovet normalt er svært lavt 

I USA der kloramin er i utstrakt bruk, er den normale dosen av kloramin 1-4 mg/l. Den minste 

restkloramin konsentrasjonen er vanligvis satt til 0,5 mg/l. Vanligvis tilsettes klor først slik at 

man oppnår den ønskede primære inaktiveringseffekt. Når klorkonsentrasjonen etter 

nødvendig oppholdstid har kommet ned i et tilstrekkelig lavt nivå, tilsettes ammonium for å 

omdanne gjenværende fri restklor til bundet restklor (som kloramin). 

Ettersom kloramin er betydelig mindre effektiv som desinfeksjonsmiddel enn fritt, 

tilgjengelig klor (ca 200 ganger), anbefales det ikke brukt for primærdesinfeksjon. Det kreves 

så høye Ct verdier for å oppnå en viss inaktiveringsgrad at det kan diskuteres om 

kloraminering i realiteten bør betraktes som en desinfeksjonsmetode, dvs en metode som 

evner å inaktivere uønskede patogener. Primært bør kloraminering ses på som en metode for å 

hindre uønsket vekst på ledningsnettet. 

3.2.3 Bruk av klordioksid 

Klordioksid (ClO 2 ) er et sterkt oksidasjonsmiddel med høy løselighet i vann. ClO 2 produseres 

på stedet med utgangspunkt i natriumkloritt eller natriumklorat. Det foreligger flere 

produksjonsprosesser, eksempelvis den som er vist i ligningen nedenfor. 

Cl 2 (gass) + 2 NaClO 2(aq) = 2 ClO 2(aq) + 2 NaCl 

Et alternativ er den såkalte ”Jazka-CIP” prosessen som gjerne brukes når man kun skal 

produsere små mengder av klordioksid. 

2 NaClO 3 + 2 SO 2 = 2 ClO 2 + Na 2 SO 4 

Fordelene med klordioksid i forhold til klor og ozon er at klordioksid ikke danner 

trihalometaner ved reaksjon med organisk stoff eller bromat ved oksidasjon av bromid. 

Dessuten er desinfeksjonseffektiviteten uavhengig av pH noe som kan være en betydelig 

fordel når vannet må gjennomgå pH- og alkalitets-korreksjon pga korrosjonskontroll. 

Klordioksid er også et effektivt oksidasjonsmiddel for jern og mangan. 

Ulempen ved bruk av klordioksid er at også dette oksidasjonsmiddelet danner uønskede 

uorganiske biprodukter, i form av kloritt (ClO 2 - ) og i mindre grad klorat (ClO 4 - ). Kloritt kan 

oksidere hemoglobin og forårsake methemoglobinemi (på samme måte som nitrat) i spedbarn. 

Kloritt kan også forårsake hemolytisk anemi hos dialysepasienter. Av disse årsakene er bruk 

av klordioksid ikke brukt i Norge på tross av at det neppe kan sies å foreligge overbevisende 

dokumentasjon av risikoen forbundet med bruk av klordioksid. 

I henhold til Folkehelseinstituttet er det ikke et absolutt forbud mot bruk av klordioksid, men 

ingen har søkt om å få det godkjent som desinfeksjonsmiddel. Når man veier fordelene med 

klordioksid mot ulempene, kan det synes som om man i enkelte tilfeller bør vurdere dette 

desinfeksjonsmiddelet. I Sverige benyttes klordioksid ved flere vannverk, for eksempel ved 

Lackarbäck vannverk i Gøteborg. 


3.2.4 Effektiviteten av klorforbindelser til desinfeksjon 

I det følgende skal vi se nærmere på dokumenterte inaktiveringseffektiviteter ved bruk av 

klorforbindelser, vanligvis uttrykt ved en gitt nødvendig Ct-verdi for å oppnå en gitt 

inaktiveringsgrad (log reduksjon). De fleste av disse studiene er gjort i begerforsøk i 

laboratoriet. Det er viktig å presisere at når slike data skal overføres til praksis, må man ta 

hensyn til alle andre faktorer som innvirker på desinfeksjonseffektiviteten, for eksempel 

strømningsbildet 

3.2.4.1 Bakterier 

I Tabell 3.3 er det vist en sammenstilling av studier gjort for å bestemme Ct-verdier for 99 % 

reduksjon (2-log) av bakterier med ulike klorbaserte desinfeksjonsmidler ved ulike (optimal) 

pH og ulike temperaturer (LeChevalier and Au, 2004). Det fremgår at HOCl er langt mer 

effektivt enn OCl - og kloramin, og at monokloramin er langt mindre effektivt enn HOCl. Vi 

ser også at klordioksid også er et effektivt desinfeksjonsmiddel overfor bakterier. Det fremgår 

at temperaturen har stor betydning. 

Tabell 3.3 Sammenligning av desinfeksjonseffektivitet overfor E. coli og heterotrofe 

bakterier Ct-verdier for å oppnå 2 log reduksjon (LeChevalier and Au, 2004.) 

Desinfeksjonsmiddel E. coli Heterotrofe bakterier 

HOCl 

pH 

6,0 

Temp. 

ºC 

5 

Ct 

(mg . min/l) 

0,04 

pH 

7,0 

Temp. 

ºC 

1-2 

Ct 

(mg . min/l) 

0,08 ± 0,02 

OCl - 

10,0 

5 

0,92 

8,5 

1-2 

3,3 ±1,0 

NH 2 Cl 

9,0 

15 

64 

7,0 

8,5 

1-2 

1-2 

94,0 ± 7,0 

278 ± 46 

ClO 2 

6,5 

6,5 

7,0 

20 

15 

25 

0,18 

0,38 

0,28 

7,0 

8,5 

1-2 

1-2 

0,13 ± 0,02 

0,19 ± 0,06 

Det forekommer bakterier som har høy resistens mot klor. Spesielt gjelder dette 

sporeformende bakterier som Bacillus og C. perfringens på sporestadiet. Ct-verdiene for 

sporer av Bacillus og C. perfringens er i området 100-400 mg min/l for 2 log-reduksjon. 

Når det gjelder inaktivering av bakterier med klordioksid, så er det om lag samme effektivitet 

som klor ved nøytral pH, men ClO 2 er mer effektiv enn fri klor ved pH på 8,5 (se Tabell 3.3). 

Dette gjelder også ved inaktivering av virus. Dette kan være en fordel når man ønsker å bruke 

klorering etter korrosjonskontroll. 

3.2.4.2 Virus 

Klor har generelt god inaktiveringseffekt overfor virus. I en omfattende amerikanske studie 

(Liu et al, 1971) fant man at det minst resistente av 20 ulike fekale (enteriske) virus ble 4 log 

inaktivert (99,99 %) ved en Ct på 1,4 mg min/l, mens det mest resistente (poliovirus) ble 

inaktivert ved en Ct på 30 mg min/l. 

Det betyr at fekale virus er generelt mer resistente overfor fri klor enn fekale bakterier med 

Ct-verdier for 99 % inaktivering (2-log) beliggende i området 2-30 mg min/l (se Figur 3.7) 

(White, 1999). 


White (1999) anga at pH hadde stor betydning også ved virusinaktivering med klor og anga 

ca 3 ganger høyere Ct verdier ved pH = 8,5 som ved pH = 7. Virus knyttet til organiske 

partikler i vannet kan kreve høyere desinfeksjonsdoser ettersom partikkeloverflaten kan virke 

beskyttende på viruset. Det er én av årsakene til at turbiditeten bør være < 1 NTU når klor 

skal brukes som hygienisk barriere mot virus. 

Figur 3.7 

Nødvendig konsentrasjon og tid for å oppnå 99 % (2 log) inaktivering av ulike 

mikroorganismer med fri klor (White, 1999) 

Kloramin er langt mindre effektivt enn klor overfor virus og man må opp i Ct-verdier på ca 

1500 mg. l/min for å oppnå 3 log inaktivering ved 5 ºC. 

Klordioksid har en brukbar effektivitet overfor virus, men dårligere enn fritt klor. I sine 

anbefalinger har USEPA (USEPA, 1999) for eksempel, basert på data fra Sobsey (1988), 

angitt en Ct-verdi på 17 mg min/l ved 5 ºC. Det er her lagt på en sikkerhetsfaktor på 2 slik at 

den reelle Ct-verdien ble funnet å være 8,5 mg min/l ved 5 ºC i studier med hepatitt virus. 

3.2.4.3 Parasitter 

Parasittiske protozoer (her kalt parasitter) er generelt langt mer resistente overfor klor enn 

bakterier og virus. Clark et al (1989) utarbeidet en matematisk modell for Giardia 

inaktivering: 

C . t = 0,9847 C 0,1758 pH 2,7519 Temp -0,1467 . 

Vi ser at jo høyere pH er, jo høyere må Ct-verdien være. I sine anbefalinger vedrørende 

Giardia inaktivering har USEPA (April 1999b) for eksempel angitt en Ct-verdi på 93 mg 

min/l ved pH = 7, temperatur = 5 ºC og restkonsentrasjon på 0,4 mg Cl 2 /l. Ved pH = 8,5 er 

tilsvarende verdi 219 mg min/l. Når det gjelder Cryptosporidium er situasjonen enda verre. 

Nødvendig Ct for å nå kun 1 log inaktivering vil komme opp i flere tusen. 

Man kan slå fast at klorering (klor eller kloramin) i det hele tatt ikke er brukbart som 

desinfeksjonsmiddel overfor Cryptosporidium eller parasitter i alminnelighet. Klordioksid er 

imidlertid relativt effektivt overfor G.lamblia. Rapporterte nødvendig Ct verdier for 2 log 

inaktivering av G. lamblia ligger i området 10 (20 ºC) til 25 mg min/l (5 ºC) (USEPA, 1999). 

For Cryptosporidium må man imidlertid opp i Ct-verdier på ca 100 mg l/min for å oppnå 2 

log inaktivering. 


Le Chevalier (1996) fant at oocyster ble raskere inaktivert med klordioksid ved pH = 8 enn 

ved pH = 6 og at effektiviteten ble redusert med 40 % når temperaturen ble redusert fra 20 til 

10 ºC. Dette funnet, som er bekreftet av en rekke andre undersøkelser, kan ha betydning når 

man ønsker å plassere sluttdesinfeksjonen etter korrosjonskontrollen. 

3.2.5 Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter 

Alle desinfeksjonsmetodene medfører reaksjon med vannet slik at desinfeksjonsprodukter blir 

dannet. Noen av disse er uønsket ut ettersom de kan være helseskadelige. Mest kjent er 

biproduktene som dannes når klor reagerer med organisk stoff. I 1974 kom de første studier 

som identifiserte trihalometaner (THM) som biprodukter ved klorering av drikkevann. Etterpå 

er det utført en lang rekke undersøkelser om desinfeksjonsbiprodukter fra klorering, og man 

fant at trihalometaner bare utgjorde en del av den totale mengde biprodukter. Andre viktige 

desinfeksjonsbiprodukter inkluderer for eksempel halogenerte eddiksyrer, acetonitriler og 

ketoner. Noen av desinfeksjonsbiproduktene er kreftfremkallende, og studier har indikert at 

det kan være en forbindelse mellom klorert drikkevann og forekomst av visse kreftformer. 

Bekymring omkring dannelse av kjente og ukjente desinfeksjonsbiprodukter ved klorering har 

ført til at man søker å redusere så vel klordose som innhold av organisk stoff i vannet. Videre 

er det økt oppmerksomhet om alternative desinfeksjonsmidler som ozon og UV. 

3.2.5.1 Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter ved klorering 

Det er vel kjent at klorering danner en rekke desinfeksjonsbiprodukter i form av 

trihalometaner, halogenerte eddiksyrer og andre halogenerte forbindelser. I det følgende skal 

vi se litt nærmere på dannelse av trihalometaner 

Figur 3.8 viser strukturen av vanlig forekommende trihalometaner i klorert drikkevann. 

Mengden av bromerte trihalometaner i forhold til kloroform er avhengig av bromidkonsentrasjonen 

i vannet. I en landsomfattende undersøkelse av drikkevann i Norge 

rapporterte Flaten (1985) at 90 % av de undersøkte vannverkene hadde mindre enn 39 µg/l 

bromid i vannet. 

Cl 

Br 

Br 

Br 

Cl 

C 

H 

Cl 

C 

H 

Br 

C 

H 

Br 

C 

H 

Cl 

Cl 

Cl 

Br 

Kloroform Bromdiklormetan Dibromklormetan Bromoform 

Figur 3.8 

Strukturen av trihalometaner. 

Resultatene fra forsøk som ble utført av SINTEF i Drikkevannsprogrammet (Melin et al, 

2000) viste at kloroform ble dannet i størst konsentrasjon og dernest mindre mengder av 

bromdiklormetan. Bromidkonsentrasjonene i norsk drikkevann er vanligvis lave. 

Konsentrasjonene av dibromklormetan var vanligvis svært lave (

Så lenge det er overskudd av klor (restklor registreres), øker THM-dannelsen med økende 

klordose og kontakttid, se Figur 3.9. Tilsvarende øker THM-dannelsen (lineært) med 

innholdet av humus (målt som TOC, UV-abs eller farge). 

THM-dannelsen kan være begrenset enten av klordosen (når klor/TOC-forholdet er lavt), eller 

av organisk stoffinnholdet (når klor/TOC-forholdet er høyt). Hvis klordosen er svært høy i 

forhold til mengden av organisk stoff og kontakttiden er lang nok, kommer man i en situasjon 

hvor THM-dannelsen stopper opp fordi alle forløpere er oppbrukt. I slike tilfeller snakker man 

vanligvis om THM-dannelsepotensial, som uttrykker den høyest mulige konsentrasjon av 

trihalometaner som kan dannes i vannet. THM-dannelsepotensial blir ofte referert til fordi 

resultatene er lettere å sammenlikne. I praksis bruker man vanligvis ikke så høye klordoser at 

alle forløpere blir overført til trihalometaner. I de forsøkene som er referert over (Melin et al, 

2000), brukte man lavere klordoser for å få resultater nærmere de man kan vente i norsk 

vannverk. 

100 

14 

THM konsentrasjon (µg l -1 ) 

80 

60 

40 

20 

15 min 

30 min 

2 ti me r 

24 tim er 

a) b) 

12 

THM konsentrasjon (µg l -1 ) 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

0 1 2 3 4 5 

Klordose (mg l -1 ) 

0 

0 1 2 3 4 5 

Kl ordose (m g l -1 ) 

Figur 3.9 

Trihalometandannelse som funksjon av klordose og kontakttid i ubehandlet 

råvann med TOC på 3,6 mg/ l (a) og i renset (membranfiltrert) vann med TOC 

på 0,6 mg/ l (b) (Melin et al, 2000). 

Figur 3.9 over viser at THM-dannelsen i tillegg til å være avhengig av klordosen også er 

avhengig av kontakttiden. THM-dannelsen og reduksjon av fritt klor i vannet er raskest i 

starten og forløper så langsommere med økende kontakttid. 

THM-dannelsen fortsetter lengre i vann med lav TOC når det finnes nok forløpere. Det ser ut 

at andre oksidasjonsreaksjoner konkurrerer med THM-dannelsen, og i vann med et lavt 

klor/TOC-forhold forbruker disse reaksjonene klor fortere enn THM-dannelse-reaksjonen. 

THM-dannelsen ved lave klordoser, slik vi bruker i Norge, vil derfor være en relativt 

komplisert funksjon av humusinnhold og klordose. Konsentrasjon av fritt klor ser ut å være 

den viktigste parameter så lenge det finnes organisk stoff til stede som kan oksideres til 

trihalometaner. 

Økt temperatur medfører økt THM dannelse. I SINTEF undersøkelsen fant man at når 

temperaturen øket fra 1 til 10 °C ble THM-konsentrasjonene i gjennomsnitt ca. 1,3 ganger 

høyere. Når temperaturen øket fra 10 til 15 °C var THM-dannelsen igjen ca. 1,3 høyere enn 

ved 10°C. 


THM-dannelsen øker også med økende pH. I SINTEF undersøkelsen opplevde man en 

tredobling av THM konsentrasjonen når pH økte fra 5,5 til 6,9 ved en klordose på 1 mg/l. Ved 

en pH økning fra 6,9 til 8,2 ble THM konsentrasjonen 1,5 så stor. 

Det viktigste tiltak for å få redusert THM-dannelse er å fjerne humus. Dette bidrar både til 

redusert klorbehov og redusert mengde av forløpere for THM-dannelsen. Tabell 3.4 viser 

vannkvalitet for råvann og renset vann i vannprøver innhentet fra enkelte vannverk med ulik 

type vannbehandling. 

Tabell 3.4 

Vannkvalitet i prøver av råvann og rentvann fra vannverk med ulike 

behandlingsprosesser (Melin et al 2000) 

Prosess Råvann Renset vann 

TOC 

(mg l -1 ) 

UV 

(cm -1 ) 

Farge 

(mgPt l -1 ) 

TOC 

(mg l -1 ) 

UV 

(cm -1 ) 

Farge 

(mgPt l -1 ) 

Ozon/biof iltrering 3,09 0,124 22,3 2,34 0,050 5,5 

Membranf iltrering (1) 3,57 0,196 40,1 0,68 0,016 1,2 

Membranf iltrering (2) 3,57 0,173 29,7 0,62 0,018 1,4 

Flotasjon/f iltrering 4,66 0,248 44,5 1,63 0,037 4,6 

Ioneby tting 3,13 0,189 35,7 1,28 0,070 15,6 

Tabell 3.5 viser målte THM konsentrasjoner fra de samme vannverk etter 30 min og 2 timers 

kontakttid med en klordose på 0,5 mg/l, noe som i alle vannprøvene ga en klorrest over 0,1 

mg/l etter 30 min kontakttid. Man kan se at selv etter to timer var THM konsentrasjonen i alle 

vannprøvene lavere enn 10 µg/l. 

THM-konsentrasjoner etter 2 timer med en klordose på 4 mg/l er også angitt i Tabell 3.5. Selv 

med slike ekstrembetingelser var THM-konsentrasjonene relativt lave i renset drikkevann. 

Tabell 3.5 Klorforbruk, trihalometandannelse og oppnådde reduksjoner av THM-dannelse i 

prøver av rentvann fra vannverk med ulike vannbehandlingsprosesser (Melin et al, 2000). 

Prosess Klordose 0,5 mg l -1 Klordose 4 mg l -1 Reduksjon i 

30 min 2 timer 2 timer THM- dannelse 

THM Fritt klor THM Fritt klor THM Fritt klor 

µg l -1 mg l -1 µg l -1 mg l -1 µg l -1 mg l -1 % 

Ozon/biof iltrering 3,1 0,13 3,8 0,09 8,2 2,84 71 

Membranf iltrering (1) 2,5 0,39 3,4 0,30 4,8 3,47 85 

Membranf iltrering (2) 2,4 0,30 3,7 0,25 6,0 3,33 85 

Flotasjon/f iltrering 5,0 0,28 8,3 0,12 13,4 2,71 75 

Ioneby tting 5,0 0,23 8,3 0,08 17,1 2,41 64 

Tabell 3.5 viser også midlere verdier for oppnådd reduksjon i THM dannelsen ved klordoser 

på 2-4 mg/l sammenliknet med THM dannelsen i råvannsprøvene. Resultatene viser at THM 

dannelsen er en funksjon av humusinnholdet i behandlet vann. Membranfiltrering ga lavest 

humusinnhold og hadde også de laveste verdier for THM konsentrasjon og klorbehov, 

samtidig som man her oppnådde størst reduksjon i THM-dannelse. 


3.2.5.2 Desinfeksjonsbiprodukter ved kloraminering 

Monokloramin produserer i liten grad desinfeksjonsbiprodukter (DBP), selv om dannelsen av 

noen kloreddiksyrer kan være høyere enn med fritt klor. Det er derfor mye et spørsmål om 

hvor og hvordan kloraminer benyttes som vil avgjøre DBP-dannelsen. Dersom klor til settes 

først i doser som er nødvendige for å få den ønskede inaktivering er det denne tilsettingen 

som bestemmer dannelsen av DBP. Dersom kloramin tilsettes etter ozonering aller UVdesinfeksjon, 

er det kloraminet som bestemmer. 

3.2.5.3 Desinfeksjonsbiprodukter ved klordioksid 

Klordioksid danner i liten grad halogenerte organiske bi-produkter. Årsaken til at kloridoksid 

og klor gir ulik dannelse av klororganiske bi-produkter, er at klor i de to forbindelsene ligger 

på ulikt oksidasjonsnivå. 

Klordioksid kan imidlertid reagere med ulike komponenter i vannet og danne kloritt og klorat, 

som nevnt over. 

3.3 Desinfeksjon med ozon 

Ozon har blitt benyttet som desinfeksjonsmiddel i mer enn et århundre, spesielt i Europa. I 

Norden har ozon likevel blitt lite benyttet. Bruken av ozon øker nå sterkt på verdensbasis pga 

en rekke forhold (se under) og spesielt siden metoden med ozonering/biofiltrering har fått 

fotefeste i Norge, er det også en økende bruk av metoden i vårt land. 

3.3.1 Generelt om ozon 

Ozon, O 3 , er ved normal temperatur og trykk en gass som har en blålig fargetone når man ser 

den oppløst i høye konsentrasjoner. Ved normaltilstanden er oppløseligheten ca. 1 g O 3 /1. For 

desinfeksjonsformål alene er det sjelden at man doserer utover 0,5-1,0 mg O 3 /1 vann, men 

ved bruk av ozon for humusfjerning doseres det ofte opp mot 5 mg O 3 /l ettersom nødvendig 

dose da er ca 1 mg O 3 /mg TOC. 

Ozon er et svært kraftig oksidasjonsmiddel, og er mer effektivt for inaktivering av alle typer 

patogener enn klor. Ozon dekomponeres raskt og kan derfor ikke brukes til sikkerhetsdesinfeksjon 

ute på nettet. Ozon reagerer med komponentene i vannet på to ulike måter; enten 

ved direkte oksidering med løst O 3 (aq) eller via hyroksyl-radikaler (ºOH). 

Nedbrytningsveiene er vist i Figur 3.10. 

Figur 3.10 Nedbrytingsmekanismer for ozon 


Ved pH ≤ 7 dominerer den direkte oksidasjonen ved hjelp av løst ozon selv om denne 

reagerer relativt sakte. Ved høyere pH får hydroksylradikaler større innflytelse. 

Ozon danner hydroksylradikaler ved tilstedeværelse av en rekke forbindelser som 

forekommer i vann. Ozon forbrukes for eksempel til: 

• Reaksjon med humus (naturlig organisk stoff, NOM) noe som fører til dannelsen av 

organiske syrer, aldehyder, og ketoner som er langt mer biologisk nedbrytbare enn det 

organiske stoffet i humus. Dette kan skape vekst på nettet dersom ikke 

vekstpotensialet tas ut biologisk. Det er dette som finner sted i anlegg for fjerning av 

humus basert på ozonering/biofiltrering. 

• Syntetiske, organiske stoffer (for eksempel rester av farmasøytiske forbindelser, 

hormonhermere etc.) som forekommer i svært lave konsentrasjoner, kan mineraliseres 

• Oksidasjon av bromid-ionet til andre bromerte forbindelser 

3.3.2 Elementene i et ozonanlegg 

Et ozonanlegg (se Figur 3.11) består av et fødegass-system med utstyr for tørking og 

komprimering av luft, eventuelt framstilling og komprimering av oksygengass, en 

ozongenerator, en innblandingsenhet for ozon i vannet, et kontakt- og reaksjonsbasseng og 

tilslutt en ozonnedbrytningsenhet for overflødig avdrevet gass (ikke vist i Figur 3.11). 

Figur 3.11 Elementene i et ozonanlegg basert på produksjon av ozon fra luft 

3.3.2.1 Fødegassen 

Både luft og ren oksygen kan benyttes som fødegass. Flytende oksygen på beholdere er det 

enkleste, men er mest brukt på svært små og svært store anlegg. De fleste ozonanlegg for 

drikkevannsbehandling i den størrelse vi vil ha dem her i landet, vil benytte luft som fødegass. 

Ozon produsert fra ren, tørket luft med om lag 20 % oksygen gir maksimalt 3-5 vekt-% ozon i 

den produserte gassen som tilføres vannet, mens innholdet når ren oksygen benyttes, er 

betydelig høyere, 8-14 %. 

Fordelen med ren oksygen er i tillegg til at ozonkonsentrasjon i gassen blir høyere, også at 

gassvolumet som skal blandes inn i vannet blir mindre. Oksygengassen kan produseres på 

anlegget (store anlegg) eller kjøpes på trykkflasker (små anlegg). Dersom oksygengassen 

produseres på anlegget, kan det foregå ved trykkadsorpsjon. En spesiell molekylær sil brukes 


til selektivt å fraseparere nitrogen, karbondioksid, vanndamp og hydrokarboner fra lufta under 

trykk. Dette gir en gass med 80-95 % oksygen. 

Det er likevel ganske vanlig at ozonanlegg på mellomstore anlegg baseres på luft som 

fødegass. Luftmatede systemer må i tillegg inneholde enheter for rensing av luft, fjerning av 

partikler og fjerning av vanndamp. Samlet består luftmatingssystemer derfor vanligvis av 

kompressorer, filtre, tørker og trykkregulator. 

3.3.2.2 Ozongeneratoren 

Det er ulike måter å produsere ozon på, men den mest effektive er ved gnistfri elektrisk 

utlading. Ozon genereres fra fødegassen (luft eller oksygen) når høy spenning etableres over 

gapet mellom to nærliggende elektroder. Framstilling av ozongass skjer generelt ved å 

kombinere et oksygenatom med et oksygenmolekyl: 

3 O 2 ↔ 2 O 3 

Figur 3.12 viser skjematisk hvordan framstillingen skjer. Oksygenholdig gass ledes inn 

mellom to elektroder separert av en isolator. Høyspent vekselstrøm sørger for 

elektrongjennomstrømning mellom platene. Disse kan spalte oksygenmolekylene etter hvert 

som de passerer slik at de kan slå seg sammen på en ny måte og danne ozongass. 

Figur 3.12 Skjematisk oppbygning elektrode (ozongenerator). 

Nødvendig spenning for å produsere ozongass med elektroder er proporsjonal med trykket i 

gassen og med avstanden mellom elektrodene. Ved å operere med høye frekvenser kan det 

teoretisk produseres høykonsentrert ozongass, men da trengs samtidig økt nedkjølingskapasitet 

for å hindre ozonnedbryting. Rundt 85 % av energien som tilføres ozongeneratorer 

blir tapt i varme. Gode kjølesystemer er derfor viktig. 

Det finnes to hovedgrupper av kommersielle ozongeneratorer; plategeneratorer og 

rørgeneratorer. Parallelle plater blir vanligvis brukt i små generatorer som da kan luftavkjøles. 

Rørgeneratorer er vanligst på større anlegg. 

3.3.3 Innblandings-, kontakt- og reaksjonstanker 

Det er flere prosesser som finner sted i et ozonsystem. For det første må det skje en overføring 

av ozon fra gass- til væskefase. For det andre vil det skje en meget rask oksidasjon av 

oksiderbart stoff i vannet. Og for det tredje vil det skje en gradvis omdanning (forbruk) av 

ozon. Man kjenner nok ikke mekanismene for desinfeksjon i de to sistnevnte steg, men det er 


vanlig å forestille seg at det ozonforbruket som medgår til oksidasjonen ikke bidrar til 

desinfeksjonen, selv om riktigheten av det kan betviles. 

Vi må altså først ha en innblanding og gassoverføring av ozon. I denne fasen kan man regne 

med at oksiderbart stoff oksideres og bringer ozonkonsentrasjonen med til det vi kan kalle 

initialkonsentrasjonen med tanke på desinfeksjon. Deretter får vi en langsommere forbruk av 

gjenværende for ozon (på samme måte som ved klorering) ned til en verdi ved ut gangen av 

den reaktor man betrakter, som vil være restkonsentrasjonen av ozon. 

Ettersom ozon er så reaktivt og reaksjonene går såpass fort, er det ikke alltid like lett å skille 

den ene fasen, som er omtalt over, fra den andre. Man benytter gjerne begrepet kontakttank 

om den fasen der ozongassen overføres fra gass til væskefase via en innblandingsenhet og et 

gass/vann kontaktsystem. Begrepet reaksjonstanken kan brukes om den fasen der løst ozon får 

tid til å reagere med vannet samtidig som det selv blir brutt ned. 

Innblandingen av gassen skjer normalt gjennom én av følgende innblandingsenheter: 

• Finboblediffusorer 

• Turbinmiksere 

• Injektorer og statiske miksere 

Kontakt- og reaksjonstanken kan bestå av en eller flere reaktorer i serie og er vanligvis 

utformet som én av følgende: 

• Diffusorbassenger eller - kolonner 

• Pakkede kolonner 

• Høytrykksreaktor (U-tube) 

3.3.3.1 Diffusorsystemer 

Finboblediffusorer har blitt mye benyttet for innblanding av ozongass i vannet og da er det 

vanligvis en glidende overgang mellom hva som er innblandingstanken, kontakttanken og 

reaksjonsanken. Figur 3.13 viser ulike måter å lede vann og gass i forhold til hverandre i et 

diffusorsystem. 

Overskuddsgass fanges opp i rommet over vannoverflaten og ledes til ozondestruksjon. Som 

vist i Figur 3.13 benyttes flere steg i serie for å oppnå best mulig stempelstrømning og for å 

sørge for å holde et ønsket ozon-nivå i en ønsket tid. 

Ozonkontaktorer basert på diffusorer er svært enkle i utforming og enkle å drive og gir lave 

falltap. Fravær av bevegelige deler gir lave vedlikeholdskostnader. Ozonoverføringen er også 

effektiv; i overkant av 90 %. 

Ulempen er at de krever dype bassenger og at man er avhengig av et trykksystem som kan 

bringe gass ut i rommet ved lekkasjer. Kontaktbasseng basert på diffusorer må være 5-7 m for 

å gi 85-95 % overføring av ozongassen. Man kan øke effektiviteten ved å fylle 

kontaktvolumet med et pakningsmateriale som vil øke graden av overføring av ozongass. 


Figur 3.13 Kontaktbasseng basert på innblanding med diffusorer 

3.3.3.2 Injektorsystemer 

En annen innblandingsmetode som har blitt mye brukt spesielt på små og mellomstore anlegg, 

er injektorinnblanding, som baserer seg på at undertrykk som skapes ved vannet passasje 

gjennom en innsnevring, fører til at gassen suges inn i vannet. I Figur 3.14 er vist to ulike 

systemer. 

I det første tilføres ozongassen direkte inn i vannstrømmen via injektoren. I det andre 

systemet er injektoren plassert i en sidestrøm og ozongassen suges inn i denne før den 

tilbakeføres til hovedstrømmen. Sidestrømmen blir pumpet til et høyere trykk for å øke 

tilgjengelig vakuum for ozoninjeksjon. Undertrykk på gassiden og overtrykk på 

vannstrømmen gjør at gassen blir sugd inn i vannet og blandet. 

Injektoren er en ren innblandingsenhet. Eventuelt kan man bruke en statisk mikser for å 

optimalisere blandingen av de to vannstrømmene (som vist i Figur 3.14b). I tillegg må man ha 

en kontaktor hvor ozonet overføres fra de små gassboblene som dannes etter injektoren og 

evet et reaksjonsbasseng. Disse reaktorene kan ha pakningsmateriale slik om nevnt over. 

Fordelene med injektorsystemer er at man arbeider med undertrykk, noe som innebærer at om 

det skulle skje en lekkasje på gasstilførselssystemet vil en vakuumventil sørge for at gassen 

ikke kommer ut i rommet. Ulempen er bl.a. at injektoren innebærer et falltap. 

Sidestrømsystemer er vanligst på små og mellomstore anlegg og dette krever en 

sirkulasjonspumpe som går kontinuerlig. 


Figur 3.14 Injektorinnblanding av ozon. 

Figur 3.15 viser en spesiell utforming av en injektorinnblander (en såkalt emulgator). Her 

blandes ozongassen finfordelt inn i vannstrømmen pga den injektorvirkning som en dyse 

plassert på toppen av en vertikal innblandingskolonne skaper. 

Figur 3.15 Emulgator 

3.3.3.3 Turbininnblandere 

I turbininnblandere blandes gassen inn i vannet ved hjelp av kraftige turbin (se Figur 3.16). 

Omrøringen gjør at gassen brytes opp i små bobler, som gir stor kontaktoverflate mellom 

ozongassen og vannet. Bruk av innsugingsturbiner er vanlig. Disse turbinene sørger for at 

overskuddsgass fra ett eller flere kamre blir sugd ut og på ny blandet i vannet. 

Fordeler med turbininnblandere er at de små boblene gir effektiv ozonoverføring samtidig 

som kontakttanken kan gjøres grunnere enn ved bruk av diffusorer. Gjenbruk av ozongass er 

positivt med tanke på å tilfredsstille inaktiveringskrav og redusere avgassene. Ulempen er i 

første rekke knyttet til høyt energiforbruk, omlag 10 ganger høyere enn for boblediffusorer. 

Figur 3.17 viser prinsippskisser av kontakttankene ved hhv Klungset Vannverk i Fauske 

kommune og Nes Vassverk i Bjugn kommune. Her suges ozongassen inn i en delvannstrøm 

ved hjelp av en injektor. Delvannstrømmen tilføres deretter hovedvannstrømmen samtidig 

som rørene snevres inn slik at det oppstår kraftig turbulens. Kontakttanken og 

reaksjonstanken er bygget sammen i én enhet. 


Figur 3.16 

Turbininnblander og kontakttank 

O 3 

O 3 

Nes 

Åpen kollonne 

Fauske 

Pakket kollonne 

Figur 3.17 

Prinsippskisser av kontakttanker ved Nes og Klungset vannverk (Fauske) 

3.3.3.4 Pakkede kolonner 

Pakkede kolonner kjennetegnes med at reaktorvolumet er fylt med et kontaktmedium som 

påvirker strømningsbildet slik at det får tilnærmet stempelstrømning. I tillegg til å bedre det 

hydrauliske bildet, bedres også gassoverføringen. Det fleste anlegg som benytter pakkede 

kolonner er relativt små (< 150 m 3 /h), men det finnes også eksempler på større anlegg. Flest 

slike anlegg er bygd i Tyskland og Sveits. Anlegget på Fauske har pakkede kontaktanker. 

Ozongassen kan tilføres på forhånd slik at den pakkede kolonnen utnyttes kun som 

reaksjonskammer, eller ozongassen kan injiseres direkte i den pakkede kolonnen som da 

brukes både til mikser, kontakttank og reaksjonstank (se Figur 3.17). 

Fordeler med pakkede kolonner er som nevnt at de gir bedret stempelstrømning. Fravær av 

bevegelige deler letter vedlikeholdet. Pakkede kolonner har i tillegg mindre behov for høyt 

gasstrykk for overføring av ozongassen til vann. Kontaktmediet opptar imidlertid volum i 

tanken noe som reduserer oppholdstiden til vannet. Det kan også dannes avsetninger 

pakningsmediet som kan forårsake økt falltap gjennom kolonnen. 


3.3.3.5 ”Spay”kammere 

Når ”spray”-kammere brukes som kontakttanker utnytter man kontakten som oppstår når 

vanndråper kommer i kontakt med en ozon-rik atmosfære. Figur 3.18 viser skisse av en slik 

tank. 

Figur 3.18 

Spay-kammer som kontakttank 

Spraykontakttanken gir kort kontakttid mellom ozongassen og vann, noe som favoriserer 

reaksjoner for eksempel jern- og manganoksidasjon. Ozongassen kan gjenbrukes i andre deler 

av produksjonslinjen etterpå. 

3.3.3.6 U-rør 

U-rør (se Figur 3.19) er en relativt ny kontakttankdesign. Rørene (eller sylindrene) er svært 

dype (ca. 20 m) sammenlignet med konvensjonelle boblediffusorer (5,5-7,5 m). Ozongassen 

blir tilsatt (for eksempel ved hjelp av venturi eller turbinmixer) ved innløpet på toppen av en 

indre sylinder og blir ført ned med vannet til bunnen. Dybden gjør at ytre trykk på 

gassboblene øker, noe som igjen øker masseoverføringen fordi partialtrykket til ozongass øker 

og dermed konsentrasjonen av ozon i vannet som står i likevekt med den i gassen. Når vannet 

har nådd bunnen stiger det opp i en ytre sylinder som fungerer som reaksjonstank. 

Fordeler med systemet er den høye turbulensen som utvikles i kontaktkolonnen samtidig med 

at strømningen får stempelstrømningskarakteren pga formen på reaktoren. U-røret får høy 

overføringseffektivitet for ozongass (95-99 %) og er i tillegg svært arealeffektiv. 

Figur 3.19 

U-rør 


3.3.3.7 Ozon-destruksjon 

Overskuddsozon som samles opp i kontakttanken må fjernes før utslipp til luft. Dette gjøres i 

en ozon-destrueringsenhet. Slike kan være basert på ulike prinsipper, men vanligst i Europa er 

termisk ozondestruering hvor avgassen oppvarmes til 300-350 ºC i en kort periode, vanligvis 

mindre enn 5 sek. I de senere år har man tatt i bruk katalysatorbaserte systemer som muliggjør 

destruering ved lavere temperaturer. Metalloksid katalysatorer opererer normalt ved 50-70 ºC. 

I små ozoneringssystemer har man tidligere ofte benyttet aktivkulladsorpsjon for 

ozondestruering, men dette anbefales nå for tiden ikke, blant annet fordi metoden er vanskelig 

å overvåke og fordi den er forbundet med en viss eksplosjonsfare. I små systemer er også 

fortynning og utlufting unntaksvis brukt dersom restozonkonsentrasjonen er relativt lav. Man 

må da sikre et fortynningsforhold på minst 10 med frisk luft og minst 15 m/sek i gasshastighet 

ut av ventilasjonspipa. 

3.3.4 Desinfeksjonseffektivitet ved ozonering 

Ozon er et svært effektivt desinfeksjonsmiddel overfor en bredt spekter av bakterier, virus og 

parasitter. Dette er demonstrert i Tabell 3.6 som sammenligner nødvendige Ct verdier for 

ulike organismetyper bestemt i laboratorieforsøk for 99 % (2 log) inaktivering ved 5 ºC med 

ozon med tilsvarende for ulike kloreringsmetoder. 

Tabell 3.6 Ct verdier for ulike organismer for 99 % (2 log) inaktivering ved 5 ºC 

(LeChevalier and Au, 2004). 


Generelt er ozon meget effektivt overfor bakterier selv ved et lavt ozonnivå. En ofte oppgitt 

Ct verdi for bakterier er 0,02 mg min/l. Gram negative bakterier (eks. E. coli og Salmonella) 

er generelt mer sensitive for ozoninaktivering enn gram positive bakterier (eks. Staphyloccus, 

Streptococcus, Bacillus og Mycobacteria). Selv Mycobacterium avium som regnes som den 

mest resistente bakterie overfor ozon, kan inaktiveres ved lave doser (Ct for 3 log på 0,1 - 0,2 

mg min/l) selv om denne organismen krever en meget høy Ct-verdi for å bli inaktivert med fri 

klor (Ct for 3 log på 550-1550 mg min/l) (LeChevalier and Au, 2004). 

Bakteriesporer er langt mer resistente enn bakterier, men også disse inaktiveres med et relativt 

lavt ozonnivå. 

3.3.4.2 Virus 

Virus inaktiveres relativt lett med ozon, se Tabell 3.6. USEPA (April 1999b) har i sine 

anbefalinger (hvor det innlagt sikkerhetsfaktorer) satt en Ct verdi på 0,9 mg min/l ved 5ºC og 

0,5 mg min/l ved 15ºC for 3 log inaktivering. 


Virus er generelt mer resistent mot ozon enn vegetative bakterier, men bakteriofager synes å 

være mer sensitive enn humane virus. Virus er mer sensitiv enn sporer av Mycobacteria . 


Generelt er protozocyster mer resistent mot ozon enn virus. G. lamblia har om lag samme 

sensitivitet mot ozon som sporer av Mycobacterium (USEPA, 1999) 

USEPA anbefaler Ct-verdier for inaktiveringen av G. lamblia på 1,3 mg min/l for 2 log 

inaktivering ved 5 ºC (se Figur 3.20). Dette er basert på forsøk gjennomført ved 5 ºC og pH = 

7 og som er tillagt en sikkerhetsfaktor på 2. 

Ozonering er i Norge primært brukt i forbindelse med ozonering/biofiltrering. Her vil dosene 

være såpass høye at man ikke vil ha problemer med å sikre tiltrekkelig barriereeffekt overfor 

G. lamblia. 

CT-produkt (mg O 3 min/l) 

2,0 

1,8 

1,6 

1,4 

1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,5 - log inaktiv ering 






Figur 3.20 

0,0 

5 10 15 20 25 

Temperatur ( o C) 

CT-verdier for inaktivering av Giardia-cyster med ozon (pH 6-9)(USEPA, 

1999). 

Cryptosporidium parvum er betydelig mer motstandsdyktig mot ozonering enn alle andre 

kjente patogene mikroorganismer som finnes i vann. En tidlig studie viste at Cryptosporidium 

oocyster er om lag 10 ganger mer resistent mot ozon enn Giardia (Owens et al, 1994). Ulike 

studier viser Ct-verdier i området 5-10 mg min/l for 2 log inaktivering ved 25 ºC. I en studie 

som American Water Works Association gjorde (Oppenheimer et al, 2000) konkluderte man 

med Ct verdier (inkl. sikkerhetsfaktor) på hhv 51,2, 42,3 og 21,7 mg min/l for hhv 1 ºC, 3 ºC 

og 10 ºC. 

Det foreligger fortsatt ingen akseptert Ct-verdi for inaktivering av Cryptosporidium, men det 

foregår en betydelig forskning og vi skal i kapittel 7 komme tilbake mer i detalj til de forslag 

til retningsliner som foreligger i U SA. 

I Veiledningen til Drikkevannsforskriften er den angitt at man skal ha 5 mg O 3 /l etter 10 min 

oppholdstid. Dette ville tilsvare en Ct-verdi på 50 mg O 3 min/l om man legger 

restkonsentrasjonen av ozon til grunn. Det er grunn til å tro at dette er for konservativt noe vi 


skal komme tilbake til. Det er imidlertid uansett slik at man må opp i svært høye 

konsentrasjoner av ozon i deler av kontakttanken for at ozonering skal være en fullverdig 

hygienisk barriere overfor Cryptosporidium. 

3.3.4.4 Faktorer som innvirker på effektiviteten 

Den ozonkonsentrasjon som man til enhver tid har i vannet, er avhengig av hvor raskt ozon 

brytes ned gjennom kontakttanken. Denne nedbrytingen er en funksjon av temperatur, pH og 

konsentrasjonen av organiske og uorganiske komponenter i vannet. Komponenter som 

medfører et ozonforbruk (humus, jern og mangan etc.) vil redusere ozonkonsentrasjonen og 

dermed inaktiveringseffektiviteten. 

I utgangspunktet er desinfeksjonseffekten uavhengig av pH, men pga økt dannelse av 

hydroksylradikaler ved høy pH, må effekten likevel tas hensyn til. Reaksjon via 

hydroksylradikaler gjør som nevnt at ozon reagerer raskere med komponentene i vannet. For å 

opprettholde ønsket Ct-verdi må det derfor tilsettes noe mer ozon ved høy pH. Økende 

temperatur påvirker også konsentrasjonen ved at ozon blir mindre løselig i vann. 

3.3.5 Desinfeksjonsbiprodukter ved ozonering 

Ozon reagerer blant annet med dobbeltbindingene i humusmolekyler, fjerner farge i vann og 

splitter opp humusmolekyler i mindre enheter. Slike reaksjoner øker andelen lavmolekylære 

organiske forbindelser som er lettere biologisk omsettbare. De viktigste identifiserte 

produkter er aldehyder, ketoner, ketonsyrer og karboksylsyrer, se Figur 3.21. Slike 

forbindelser kan finnes fra svært lave konsentrasjoner (µg/l) og opp til noen hundre µg/l. 

H 

H 

O 

O 

O 

H 

O 

O 

H 

C 

O 

H 

C 

C 

H 

H 

C 

C 

H 

H 

C 

C 

C 

H 

H 

H 

Formaldehyde Acetaldehyde Glyoxal Methyl glyoxal 

H 

O 

H 

O 

O 

H 

O 

O 

O 

O 

O 

H 

C 

C 

C 

H 

H 

C 

C 

OH 

H 

C 

C 

C 

OH 

OH 

C 

C 

C 

OH 

H 

H 

H 

Acetone Glyoxylic acid Pyruvic acid Ketomalonic acid 

Figur 3.21 

Identifiserte produkter ved ozonering av humusholdig vann. 

Det er usikkert hvorvidt ozoneringsbiprodukter representerer noen helserisiko i drikkevann. 

Studier har vist lav eller ingen mutagenitet i ozonert vann (Backlund et al., 1985; Huck et al., 

1989). Karboksylsyrer er et vanlig stoff i matvarer og bør ikke være noen helserisiko i 

drikkevann i de mengder man normalt finner i ozonert vann (Bull and Kopfler, 1991). Enkelte 

aldehyder (spesielt formaldehyd) og ketonsyrer har vist seg å være mutagene, noe som kan 

indikere en viss helserisiko. På denne bakgrunn er det ønskelig å ha lave konsentrasjoner også 

av ozoneringsbiprodukter i drikkevann. 


I motsetning til kloreringsbiprodukter er organiske ozoneringsbiprodukter stort sett biologisk 

omsettbare og kan fjernes i biofiltre (Melin and Ødegaard, 2000). Ozonering etterfølges 

derfor normalt av et biofilter for å bryte ned og fjerne det biologisk omsettbare stoffet som 

skapes av ozoneringen, og for å gjøre vannet biologisk stabilt. 

3.3.5.1 Bromat 

Dersom det finnes bromid-ioner (Br - ) i vann, kan ozon reagere med bromid og danne bromat 

(BrO 3- ). Bromat er karsinogent og er derfor et uønsket produkt fra ozonering. Etter at bromat 

er dannet, er det vanskelig å fjerne fra vannet. Bromidkonsentrasjonene i norsk drikkevann er 

vanligvis lave. I en landsomfattende undersøkelse av drikkevann i Norge rapporterte Flaten 

(1985) at 90 % av de undersøkte vannverkene hadde mindre enn 39 µg/l bromid i vannet. Selv 

om bromat-dannelsen er lav i vann med lavt bromidinnhold, bør potensialet for 

bromatdannelse i norsk humusvann kartlegges. 

Ozon oksiderer bromid (Br - ) og danner HOBr (hypobromsyre). HOBr reagerer videre med 

ozon, men bare i dets ioniserte form OBr - . OBr - blir oksidert dels til BrO 3- og dels til 

forbindelser som regenererer Br - . Ozonkjemi er meget komplisert, men de viktigste 

reaksjonslikningene til bromatdannelse er som følger (von Gunten et al., 1996): 

(1) O 3 + Br - → O 2 + OBr - 

(2) O 3 + OBr - → 2 O 2 + Br - 

(3) 2 O 3 + OBr - → 

- 

2 O 2 + BrO 3 

Reaksjonene 1 og 2 fører til en katalytisk nedbrytning av ozon, mens reaksjon 3 fører til 

dannelse av bromat. Senking av pH fører til redusert dannelse av bromat fordi en større del av 

hypobromitt vil foreligge i udissosiert form, i henhold til likevektsreaksjonen: 

(4) OBr - + H + ↔ HOBr 

Mange parametre påvirker bromatdannelsen. Utenlandske studier har vist at bl.a. lav pH, 

alkalitet og temperatur reduserer bromatdannelsen mens høy bromidkonsentrasjon og 

ozondose øker den (Croue et al., 1996; Song et al., 1996). Tilstedeværelse av organisk stoff 

og ammoniakk reduserer også bromatdannelse. 

Dette skulle tyde på at typisk norsk vann (lav pH, alkalitet og temperatur og relativt sett høyt 

innhold av organisk stoff) skulle være gunstig mht bromat-dannelse. Dette stemmer også med 

de få undersøkelser som er gjort. Ved Nes Vassverk på Fosen er det målt bromidkonsentrasjoner 

opp til 70 µg/l men ikke registrert bromat-konsentrasjon over 5 µg/l. 

Ved ozonering av råvann til Steinsvika vannverk i Skien ble det ikke dannet målbare mengder 

av bromat. Med ozondoser mellom 0,65-1,59 mgO 3 / mg TOC, som er en normal ozondose i 

anlegg for ozonering/biofiltrering, var bromatkonsentrasjon under 0,4 µg/l. Råvannet her 

hadde lavt bromidinnhold og lav pH, noe som gir sikkerhet mot for høy bromatdannelse. 

Økning av temperatur eller pH økte heller ikke bromatdannelse til målbare mengder. 

3.4 Desinfeksjon med UV bestråling 

Desinfeksjon med UV-stråler er en etablert teknologi som har blitt brukt i ca 100 år (første 

anlegg i Marseilles i 1910). Det var likevel først på midten av 50-tallet at desinfeksjon med 

UV skjøt fart (særlig i Østerrike og Sveits). Metoden er imidlertid fortsatt ikke fullt akseptert 

overalt i verden. Norge er ett av de land der metoden har fått best fotefeste (se kap 5), noe 


som muligens skyldes at metoden egner seg godt for små og mellomstore anlegg som vi har 

mange av her i landet. 

Hovedårsaken til at interessen for UV-desinfeksjon nå har øket sterkt over hele verden er 

dokumentasjonen på at metoden virker svært godt overfor parasitten Cryptosporidium - i 

motsetning til klorering som ikke er effektiv i det hele tatt og ozonering som krever høye 

doser for å være effektiv. 

Det finnes flere omfattende bøker og veiledninger på området. En lett tilgjengelig, oppdatert 

og ganske detaljert informasjon er utkastet til: USEPA Ultraviolet Disinfection Guidance 

manual (USEPA, 2003). For informasjon om praktisk erfaring med UV-anlegg i Norge 

henvises til NORVAR-rapport 139/2004 (Gøytil og Liane, 2004). 

3.4.1 Generelt om UV-desinfeksjon 

For å kunne bruke UV-lys til desinfeksjon, er det to prosesser som må finne sted : 

• Generering av UV-lys med den ønskede inaktiveringseffekt 

• Overføring (transmisjon) av dette lyset til de patogene mikroorganismene 

UV stråler har en inaktiverende effekt på patogener som er avhengig av strålenes bølgelengde. 

Desinfeksjonseffekten er størst ved en bølgelengde i området 245-285 nm (med optimum ved 

260-265 nm, se Figur 3.22) og derfor benyttes stråler med slik bølgelengde i UV-anlegg for 

desinfeksjon av drikkevann. 

Figur 3.22 

Inaktiveringsgrad i forhold til den ved 254 nm for noen organismer. 

UV-lys genereres når man setter en spenning over en gassblanding. Nesten alle UV-lamper 

som brukes i vannbehandlingen benytter kvikksølvdamp fordi man da oppnår en bølgelengde 

på UV-lyset som nettopp ligger i det området som er mest inaktiverende. 

Når UV-lys stråler ut fra kilden påvirkes det av hva som måtte finnes i vannet gjennom 

absorpsjon, refleksjon, refraksjon og spredning. 

Absorpsjon er transformasjonen av lys til andre former for energi. Hvilken UV-absorpsjon 

som oppstår er avhengig av hvilket stoff som medfører absorpsjonen. Eksempelvis 

representerer humus (farge) er betydelig potensial for absorpsjon. Når UV-lyset er absorbert 

har det ikke lengre noen desinfiserende effekt. Refraksjon er et resultat av den 

retningsforandring på lysstrålen som skjer når den går fra ett medium til et annet. For 

eksempel vil man ha slik retningsforandring når en UV-stråle passerer fra lampen og over i 


vannet. Refleksjon er en retningsforandring som skyldes at lysstrålen reflekteres tilbake fra en 

overflate, for eksempel fra reaktorveggen. Spredning er retningsforandring som skyldes at 

lyset treffer partikler i vannet. I motsetning til ved absorpsjon, mister ikke UV-lyset sin 

desinfiserende effekt ved refraksjon, refleksjon og spredning, men effektiviteten reduseres. 

For å beskrive kvantitativt de fenomener som her er beskrevet, benyttes ofte målestørrelsene 

UV-absorbans (A 254) og UV transmisjon (UVT). 

UV-absorbans (også kalt UV-ekstinksjon) er en mye benyttet vannkvalitetsparameter for 

bestemmelse av løst organisk stoff. Den karakteriserer minkingen av UV-lys (ved 254 nm) 

som skjer når lyset passerer en vannprøve av en viss lengde (lysveg). Typisk benyttes en 

kuvette med 1 cm lengde (evt. 5 cm). 

UV-transmisjon (UVT) benyttes for å beskrive i hvilken grad UV-lys passerer gjennom en 

vannprøve. UVT er den prosentandel av UV-lyset som passerer gjennom en vannprøve av en 

spesifisert lengde (for eksempel samme kuvette lengde som nevnt for absorbans) og den er 

relatert til UV-absorpsjon gjennom sammenhengen: 

% UVT = 100 . 10 -A254 

De mekanismer som forårsaker inaktivering av mikroorganismer med UV-lys er ganske 

forskjellige fra de inaktiverende mekanismer ved bruk av klor og ozon. UV inaktiverer 

mikroorganismene gjennom å ødelegge cellenes nukleinsyrer og dermed arveanlegg slik at de 

ikke kan reprodusere. En mikroorganisme som ikke kan reprodusere kan heller ikke smitte en 

vert. 

Når man studerer effektiviteten av UV-stråling, er det viktig å bruke mikrobielle tester som 

måler smittsomhet og ikke overlevelse (viabilitetstester). Viabilitetstester som har blitt mye 

brukt opp gjennom årene, gir ingen informasjon om evnen mikroorganismen har for å 

reprodusere og infisere en vert. Årsaken til at man i de senere år har fått ny kunnskap om 

Cryptosporidium er nettopp at man har gjort smittsomhetsstudier på mus som viste at 

inaktiveringseffektiviteten av UV var langt høyere overfor Cryptosporidium enn det som 

tidligere var fastslått på grunnlag av viabilitetstester. 

Ettersom mikroorganismer som har vært utsatt for UV-lys fortsatt har sine metabolske 

funksjoner i behold, finnes det organismer som har evnen til å hele den skade som er gjort å 

gjenvinne smittsomheten. Blant annet kan såkalt fotoreaktivering forekomme når vannet 

utsettes for sollys. Det finnes også andre mekanismer for ”cellereparasjon” av UV-skader. På 

dette området foregår det omfattende forskning. Den generelle holdningen synes i dag å være 

at dette fenomenet ikke burde skape bekymring med hensyn til bruk av UV-desinfeksjon, 

ettersom relativt enkle tiltak skulle kunne settes inn dersom man kommer til at dette 

representerer et problem. 

Ulike mikroorganismer har ulik toleranse overfor UV-stråler og man må sørge for 

tilstrekkelig høy strålingsintensitet og strålingstid tid for å sikre tilstrekkelig inaktivering og 

desinfeksjon. Produktet av strålingsintensitet og strålingstid kalles UV-dosen. For at vannet 

skal bli godt nok desinfisert er det imidlertid ikke tilstrekkelig av UV-dosen som sådan er på 

et visst nivå. Dosen må også være godt fordelt i UV-reaktoren. 


3.4.2 UV-dose og dosefordeling 

Desinfeksjonseffektiviteten overfor en gitt mikroorganisme vil avhenge dels av den 

strålingsdose organismen utsettes for og den transmisjon av UV-stråler som vannet tillater. 

3.4.2.1 UV-dose 

Også ved UV-bestråling gjelder Ct-prinsippet. Her dreier det seg imidlertid om 

strålingsintensitet i stedet for konsentrasjon. UV-dosen (D) som er produktet av 

strålingsintensitet (I) og strålingstid (t) og er synonymt med Ct begrepet: 

D = I . t 

D = dosen uttrykt i mWs/cm 2 evt mJ/cm 2 eller J/m 2 (1 mWs/cm 2 = 1 mJ/cm 2 = 10 J/m 2 ) 

I = Strålingsintensitet (mW/cm 2 ) 

t = Strålingstiden (s) 

I en batch reaktor i laboratoriet med stillestående vann uten gjennomstrømning kan nødvendig 

UV-dosen bestemmes ved såkalte dose-respons forsøk. I kontinuerlig gjennomstrømmede 

reaktorer har formelen over generell gyldighet så lenge man har en stempelstrøm gjennom 

bestrålingskammeret. Da vil strålingstiden nemlig være identisk med midlere oppholdstid 

(oppholdstid = reaktorvolum/vannføring). Avvik fra den ideelle stempelstrømning, slik vi vil 

ha det i praksis, vil gi lavere reell dose ved en gitt strålingsintensitet og strålingskammerets 

utforming og reaktorhydraulikk har derfor innflytelse på desinfeksjonseffektiviteten. Vi vil ha 

en fordeling av doser gjennom reaktoren og ulike mikroorganismer vil være utsatt for ulike 

doser på sin ferd gjennom reaktoren. I Figur 3.23 (Chieu et al, 1999) er vist en målt 

dosefordeling i en UV-reaktor. Sannsynligheten for at en mikroorganisme er utsatt for et 

bestemt dose er angitt. 

Figur 3.23 Målt dose fordeling i UV-reaktor (Chiu et al, 1999). 

Dette innebærer at man må ta hensyn utformingen av UV-reaktoren og strømningsbildet i 

denne. Det finnes ingen metode som kan måle den aktuelle dosen i en kontinuerlig 

gjennomstrømmende UV-reaktor og selv om man kan benytte matematiske CFD-modeller, vil 

ikke disse være tilstrekkelige. 

Man har derfor tatt i bruk såkalte biodosimetriske tester hvor man bestemmer den faktiske 

inaktiveringen av en test organsime som man kjenner godt UV-følsomheten til, og så 


sammenligner man resultatene av disse testene med en laboratorietest på vann uten 

gjennomstrømning. Vi kommer mer tilbake til biodosimeter tester i kap 7. 

3.4.2.2 UV-dose responsbestemmelse 

Responsen av UV-desinfeksjon på mikroorganismene kan beregnes når man har bestemt 

konsentrasjonen av den aktuelle patogene mikroorganisme før og etter at den er utsatt for UVlys: 

Log inaktivering = log N 0 /N 

Der 

N 0 = konsentrasjonen av organismer før UV-bestråling 

N = konsentrasjonen av organismer etter UV-bestråling 

De aller fleste data som fremkommer om dose-respons er generert i batch (satsvise) 

laboratorieforsøk fordi man da kan ha god kontroll på betingelsene. Figur 3.24 viser oppsettet 

for en slik test. Figur 3.25 viser eksempler på dose-respons kurver bestemt på denne måten for 

noen organismer. 

Figur 3.24 Oppsettet for en dose-respons test (USEPA, 2003). 

Figur 3.25 Typiske UV dose-respons kurver (Chang et al, 1985). 

Figur 3.25 viser at dose-respons kurvene kan ha ulik form. Når sammenhengen er lineær (som 

for E.coli i Figur 3.25) er kurven av første orden. Dette er den vanligste kurveformen slik det 

også var tilfellet med desinfeksjon med klor og ozon. Noen organismer (f.eks, Bacillus 

subtilus sporer i Figur 3.25) responderer langsommere og man må over en viss dose for at det 

lineære forløp skal tre i kraft. 


I litteraturen kan man ofte finne oppgitt inaktiveringskonstanten (k) som er 

hastighetskonstanten for inaktivering i et første orden forløp. Første ordens sammenheng er: 

N t = N 0 e –k (I t) eller log N t /N 0 = -k (I . t) 

der 

N = antall levende organismer ved tidspunkt t 

N 0 = antall levende organismer i utgangspunktet 

I = UV-intensiteten 

t = strålingstiden 

Dvs nødvendig dose er: D = I . t = log N t /N 0 / -k 

Har man oppgitt inaktiveringskonstanten k (cm 2 /J), kan nødvendig dose bestemmes av denne 

ligningen. Er for eksempel k = 0,1 cm 2 /J blir nødvendig dose ved 2 log inaktivering: 

2/0,1 = 20 J/cm 2 

UV-dose responsen er uavhengig av hvordan UV lyset er produsert (lavtrykks lamper, 

mellomtrykks osv) og av UV absorbansen, temperaturen og pH. Dose responsen er derimot 

avhengig av hvorvidt organismene er knyttet til partikler og om de evt flokkulerer eller ikke. 

Data som er bestemt på drikkevann kan derfor ikke uten videre overføres til avløpsvann. 

Turbiditeten synes imidlertid ikke å ha noen innflytelse på dose respons så lenge den ligger 

innenfor kravene i drikkevannsforskriften. 

3.4.2.3 UV-transmisjon 

Et vanns UV-transmisjon er et uttrykk for hvor stor del av den strålingsenergi som vannet 

utsettes for som er igjen ved passasje gjennom en gitt dybde av vannet (lysveg). Jo lengre 

lysveg, jo mindre transmisjon, UV-transmisjonen oppgis derfor i %. Vanligvis benyttes 5 eller 

1 cm kuvette for å bestemme transmisjonen. 

Vannets sammensetning har også innflytelse på transmisjonen. De to viktigste parametre i 

vannet som påvirker transmisjonen er innholdet av naturlig organisk stoff (humus) som gir 

farge og turbiditet. Turbiditeten vil medføre redusert transmisjon på grunn av spredning av 

strålene, mens organisk stoff kan absorbere energien. Et høyt jerninnhold kan også påvirke 

UV transmisjonen. 

Allerede ved et fargetall på 10 mg Pt/l må man regne med at transmisjonen bare er halvparten 

(50 %) av hva den er i et vann uten farge, og ved fargetall på 20 mg Pt/l vil den være bare ca 

30 %. Det er imidlertid viktig å presisere at det ikke er noen direkte korrelasjon mellom UVtransmisjon 

og fargetall og at det derfor er UV-absorbansen som må måles for å bestemme 

UV-transmisjonen og ikke fargetallet. 

3.4.3 UV-anlegg 

Kommersielle UV anlegg består av beholdere (UV-reaktorer) som inneholder UV-lamper, 

beskyttelsesrør (vanligvis av kvartsglass), UV intensitetssensor, temperaturmåler og 

rengjøringsanordninger for beskyttelsesrør (se Figur 3.26) 


Figur 3.26 Eksempel på oppbygging av UV-anlegg 

Kvartsrøret beskytter og isolerer lampene. Noen anlegg har automatiske rengjøringsanordninger 

i kvartsrøret for å forhindre avsetning som vil nedsette transmisjonen. Styringsog 

kontrollutrustningen består av UV intensitetsmåler, vannmengdemåler og i noen tilfeller 

UV-transmisjonsmålere. 

3.4.3.1 UV-reaktoren 

UV reaktoren kan være lukket eller åpen (som en kanal). I drikkevannsanlegg brukes lukkede 

reaktorer mens kanal-reaktorer er benyttet på avløpsrenseanlegg og i fiskeoppdrett, se Figur 

3.27. 

Figur 3.27 

Eksempel på lukkede og åpne reaktorutforminger. 

En av utfordringene når man skal velge UV-aggregat (UV-reaktor og UV-lampe) er at 

utformingene av UV-reaktorene varierer mye fra produsent til produsent. Som vi har sett 

tidligere har det hydrauliske strømningsbildet stor betydning i alle desinfeksjonsreaktorer. I 

enkelte anlegg er utformingen slik at man legger seg tett opp mot stempelstrømning, som er 

det ideelle, mens det er større eller mindre grad av blanding i andre reaktorer. 

Det betyr altså at to aggregater som opererer med samme strålingsdose ikke behøver å gi det 

samme desinfeksjonsresultatet på det samme vannet (ved samme UV-transmisjon). 

Forbedringer av strømningsbildet i reaktoren for å få det til å bli mer stempelstrømning fører 

gjerne til at trykktapet over reaktoren øker. Ved optimalisering står man ofte over valget om å 

øke dosen eller å bedre strømningsbildet som gjerne gir høyere falltap. Dette betyr at det ikke 


er tilstrekkelig å sette krav til dose og transmisjon. Man må også ha et måle- og 

styringssystem som sikrer at det aktuelle apparatet kan gi en definert desinfeksjonseffektivitet 

under gitte betingelser 

3.4.3.2 UV- lamper 

I anlegg for drikkevannsbehandling finnes det i hovedsak tre typer av UV-lamper, se Tabell 

3.7. 

• Lavtrykks (LT) kvikksølvdamp lamper 

• Høyintensitets lavtrykks (HILT) kvikksølvdamp lamper 

• Mellomtrykks (MT) kvikksølvdamp lamper 

Det finnes også høytrykkslamper men disse brukes ikke i drikkevannsbehandlingen i dag. 

Som tabellen viser er lyset som emitteres fra lavtrykkslamper monokromatisk med svært nær 

den optimale bølgelengde. Mellomtrykkslamper emitterer over et større spekter av 

bølgelengder og disse lampene gir derfor totalt sett en større desinfeksjonseffektivitet. Men 

relativt til den effekt som tilføres er effektiviteten mindre ettersom en større andel tapes som 

varme. Uansett lampetype så blir den energien som ikke konverters til UV-lys, tapt som 

varme. 

Tabell 3.7 Karakteristika på ulike UV-lamper (USEPA, 2003.) 

Parameter Lavtrykks (LT) Høyintensitets lavtrykks Mellomtrykks (MT) 

(HILT) 

UV lys Monokromatisk ved 254 

nm 

Monokromatisk ved 254 

nm 

Polykromatisk ved 200- 

300 nm 

Trykk kvikksølvdamp Optimalt v ed 0,007 0,76 600-900 

(mm Hg – torr) 

Driftstemperatur (ºC) Optimalt v ed 40 130 – 200 600 - 900 

Elektrisk effekt (W/cm) 0,5 1,5 – 10 50 - 250 

UV effekt (W/cm) 0,2 0,5 – 3,5 5 – 30 

Effektov erf øring (%) 35 - 38 30 – 40 10 – 20 

Buelengde (cm) 10-150 10-150 5-120 

Antall lamper som er Høy Middels Lav 

nødv endige for å oppnå 

en gitt dose 

Lev etid (timer) 8.000 – 10.000 8.000 – 10.000 4.000 – 8.000 

I Tabell 3.8 er det satt opp fordeler og ulemper med lavtrykks- i forhold til mellomtrykks 

lamper. 

Tabell 3.8 Fordeler og ulemper med lavtrykks- i forhold til mellomtrykks lamper 

(USEPA, 2003) 

Komparativ e f ordeler 

Komparativ e ulemper 

Lavtrykks 

Høy ere germicid effektivitet; nesten hele 

strålingen ved 254 nm 

Mindre effekt per lampe (mindre f all i 

dosen om en lampe faller ut) 

Lengre lev etid 

Flere lamper 

Mer arealkrev ende 

Mellomtrykks 

Høy ere utsendt energimengde 

Færre lamper 

Mindre reaktorer 

Mer kompakt anlegg 

Høy ere driftstemperatur kan fremskynde 

belegg på kvartsglass 

Kortere lev etid 

Lav ere ov erf øringsgrad fra elektrisk til UVenergi 


Lavtrykks-UV skader DNA og reproduserbarhet, mens mellomtrykks-UV med sitt videre 

spekter av bølgelengder, skader også andre komponenter i mikroorganismen slik som 

proteiner, f. eks. enzymer og andre biomolekyler. 

Mellomtrykks-UV sender ut større samlet energimengde enn lavtrykks-UV og slike anlegg 

kan derfor gjøres mer kompakte. Dette medfører selvsagt at slike lamper også krever større 

tilført effekt, og belastning på UV-lampene blir høyere. Dette medfører at slike mellomtrykks 

lamper har lavere levetid enn lavtrykks lamper. 

I mellomtrykks aggregat reguleres vanligvis stråledosen ved effektregulering styrt av 

vannmengden. Dette gjøres for å unngå overdosering og overoppheting/fastbrenning på 

kvartsglas, for å øke levetiden på UV-lampene og for å spare strøm. Når slik styring benyttes, 

må det settes maksimumsgrenser for intensiteten som er betydelig høyere enn det dose-kravet 

tilsier. Effektreguleringen skjer enten kontinuerlig eller i separate effekttrinn. Effektregulering 

kan også benyttes på lavtrykks-UV aggregat. 

UV-lampene kan være orientert horisontalt eller vertikalt og være parallelt eller 

perpendikulært orientert i forhold til vannstrømmen. Orienteres lampene horisontalt i forhold 

til bakken reduserer man variasjon i oppvarmning av lampen i lengderetningen noe som 

reduseres potensialet for brekkasje av lampene. 

UV-lamper eldes og stråleintensiteten reduseres over tid, noe det må tas hensyn til ved 

dimensjoneringen. 

3.4.3.3 Kvartsrørene 

UV-lampene er plassert inne i kvartsrør for å skille dem fra vannet (brekkasje) og for å sørge 

for optimale driftstemperatur. Lengden på røret bestemmes av lampen med elektriske 

tilknytninger. Diameteren er typisk 2,5 cm for LT lamper og 5-10 cm for MT lamper. 

Kvartsrørets tykkelse er normalt 2-3 mm. Vanligvis plasseres UV-lampen sentralt i røret og 

holdes på plass av avstandsholdere. Beleggdannelse på kvartsrørene nedsetter transmisjonen 

og ulike leverandører har ulike systemer for å holde kvartsrørene frie for belegg. Dette 

inkluderer både kjemisk beleggfjerning etter at røret er tatt ut av enheten og ”on-line” 

mekanisk beleggfjerning ved hjelp av viskere eller børster. Eksempler på 

rengjøringssystemer er vist i Figur 3.28. 

Figur 3.28 

Eksempel på rensgjøringssystemer (a) Mekanisk, (b) Fysisk/kjemisk 


Ved påslag og avslag av mellomtrykks UV-lamper trengs det oppvarmings- og nedkjølingstid 

på grunn av de høyere effektene. Belegg kan brennes fast til kvartsglasa på grunn av høyere 

temperatur og lavere bølgelengder. Kvartsglassene i mellomtrykks aggregat må derfor byttes 

oftere, eksempelvis hvert 5. eller 6. år. 

3.4.3.4 Sensorer og måleutstyr 

UV intensitetssensorer er fotosensitive detektorer som måler UV intensiteten på et punkt inne 

i UV-reaktoren. Sensorene skal gi et uttrykk for hvilken dose man har i reaktoren. De vil 

respondere på endringer i intensitet som kan skyldes en rekke UV-aggregat spesifikke 

faktorer (belegg, elding osv). UV sensorer kan være såkalt ”våte” eller ”tørre”. Tørre sensorer 

måler UV-lyset gjennom et vindu, mens ”våte” sensorer er i direkte kontakt med vannet inne i 

reaktoren 

UV-transmisjonsmålere er svært viktige. Korrekt måling av transmisjon er kritisk for at man 

skal kunne stole på desinfeksjonseffektiviteten i et UV-anlegg. Kommersielle on-line UVT 

målere beregner UVT ved å måle UV-intensiteten i forskjellige distanser fra lampen, se 

eksempel i Figur 3.29. 

Tre UV intensitets-sensorer er plassert i ulik avstand fra lampen, og forskjellen i målt 

intensitet benyttes for å beregne transmisjonen. 

Figur 3.29 Eksempel på opplegg for UV transmisjonsmåling(USEPA, 2003) 

3.4.3.5 Temperaturmålere 

Varmeoverføringen er ganske stor ved UV-bestråling. Varmen tas opp av vannet som passerer 

reaktoren og kjøler systemet. Men overoppheting kan skje dersom: 

• Vann-nivået i reaktoren faller og lampen blir eksponert for luft 

• Vanntilførselen stopper 

UV-anlegg må derfor utstyres med temperaturmålere som kan sørge for at reaktoren vil tas ut 

av drift når temperaturen overstiger et visst nivå. 

3.4.4 Måling av desinfeksjonseffektivitet 

Ettersom man ikke kan måle konsentrasjonsendring av mikroorgansimer on-line i UVanlegget, 

benyttes ulike strategier for å sikre at man oppnår den desinfeksjonseffektivitet som 

er tilsiktet. Tre ulike strategier benyttes: 

• I strategien som bygger på UV intensitets sett-punkt, brukes de målinger som UV 

intensitets sensorene gjør, til å kontrollere UV-dosen. UV intensitets sensorene er slik 


plasserte at de kan reagere både på endringer i UV intensiteten som leveres fra UVlampene 

og endringer i transmisjonen i vannet. Målingen fra UV intensitets sensoren 

benyttes sammen med vannmengden (som gir et uttrykk for oppholdstiden) til å 

bestemme dosen. 

• I strategien som bygger på sett-punkt for både UV-intensitet og UV-transmisjons 

benyttes egne UV-intensitetssensorer som da er plassert så nær lampen at den kun 

responderer på endringer i strålingen som leveres fra lampen. UV-transmisjonen skjer 

derfor separat. Sett-punktene for både UV-intensitet og UV-transmisjon bestemmes 

for hele det området av vannmengder som kan forventes. 

• I strategien som bygger på en beregning av dosen er en UV intensitetssensor plassert 

tett inntil lampen. Vannmengde, UV-transmisjon og UV-intensitet blir alle målt og 

disse dataene brukes i en beregningsmodell for dosen som den enkelte leverandør har 

utviklet. 

3.4.5 Vannkvalitetens innflytelse 

Vannkvaliteten kan ha innflytelse på mange måter. De viktigste stoffene som påvirker kan 

sies å være: 

• Stoffer som nedsetter transmisjonen 

• Partikler 

• Stoffer som fører til beleggdannnelse 

Den viktigste vannkvalitetsparameteren som nedsetter transmisjonen er farge. Effektiv bruk 

av UV anlegg innebærer derfor at fargen i vannet i utgangspunktet er lav eller at den har blitt 

fjernet før UV-desinfeksjonen. 

Partikler reduserer effektiviteten fordi de sprer UV-lyset og dermed reduserer intensiteten der 

mikroorganismen befinner seg. Partikler kan også virke skjermende på organismer som 

befinner seg på baksiden av partikkelen sette i UV strålens retning. 

En rekke stoffer i vannet kan føre til beleggdannelse. En rekke forbindelser der løseligheten 

synker når temperaturen øker (for eksempel CaCO 3 , FePO 4 , Al 2 (SO 4 ) 3 og en rekke andre) vil 

kunne felle ut på kvartsrørene. Likeledes vil stoffer med lav løselighet (for eksempel Fe(OH) 3 

og Al(OH) 3 ) kunne felle ut. I tillegg kommer partikulær avsetning. Dessuten kan alger vokse 

både oppstrøms og nedstrøms UV reaktorer. 

3.4.6 Dannelse av desinfeksjonsbiprodukter 

Generelt sett er dannelse av skadelige biprodukter ansett å være et lite problem ved UVdesinfeksjon. 

Man har studert om UV desinfeksjon påvirker dannelsen av klororganiske stoffer 

(trihalometaner og halogenerte eddiksyrer) i etterfølgende klorering, noe som tilsynelatende 

ikke skjer. 

Flere studier har vist at det dannes små mengder av oksidasjonsprodukter (f.eks. aldehyder) 

når humusholdig vann UV-bestråles. Men ettersom UV-desinfeksjon kun bør brukes etter at 

fargetallet er redusert, anses heller ikke dette som noe problem. 

Nitrat kan konverteres til nitritt i mellomtrykkslamper men heller ikke dette antas å 

representere noen bekymring. 


3.4.7 Inaktiveringseffektivitet ved UV-desinfeksjon 

Det foreligger et stort antall undersøkelser av inaktiveringseffektivitet ved UV-desinfeksjon, 

se for eksempel Tabell 3.9. Tabellen viser at UV er en svært effektiv desinfeksjonsmetode 

overfor bakterier og parasitter og mindre effektiv overfor virus, spesielt Adenovirus. Visse 

typer av dette viruset er meget resistent overfor UV og vil ikke inaktiveres ved de doser som 

er vanlige å bruke i drikkevannsanlegg i Norge. Andre virustyper er mindre resistente. Et 

spørsmål blir da om man skal legge det mest resistente virus til grunn for regelverket knyttet 

til hygieniske barriere overfor virus, slik man har gjort det i USA hvor Adenovirus er lagt til 

grunn. 

Inntil 1999 var det allmenn enighet om at parasittiske protozoer var særdeles resistente 

overfor alle desinfeksjonsprosesser inkludert UV-bestråling. Man anså at metoden var 

uaktuell pga de høye doser som måtte brukes (og dermed høye kostnader). Disse 

konklusjonene var trukket på bakgrunn av såkalte in vitro tester i lav trykks UV-lamper. 

Senere har man utført forsøk med mellomtrykks UV-lamper der effekten er vurdert ved in 

vivo-tester (bruk av mus) og disse har ført til at man nå ser på muligheten til at UV-bestråling 

kan være en god barriere mot Cryptosporidium mer langt mer positive øyne (Ormerod og 

Lund, 2004). 

Tabell 3.9 

Typiske nødvendige UV-doser for 4-log inaktivering av utvalgte 

mikroorganismer (LeChevalier, M.W. and Au, K-K, 2004). 

Arbeid i den senere tid (Clancy et al, 1998, Clancy et al 2000, Buhkahri et al, 1999, USEPA, 

2003) som tar i bruk in vivo tester (museforsøk eller cellekulturer) viste at både lav- og 

mellomtrykks lamper (kvikksølvdamp) kan oppnå 3 log inaktivering av Cryptosporidium 

oocyster ved UV-doser så lave som 10 mWs/cm 2 . Tilsvarende følsomhet har vært rapportert 

for Giardia (Craik et al, 2000). 


Hijnen and Medema (2005) har nylig gjort en meget grundig gjennomgang av alle 

undersøkelser av desinfeksjonseffektivitet med UV og vi skal i det følgende ta utgangspunkt i 

denne studien her. Alle forsøkene er dose-respons forsøk i laboratorieskala. Vi skal gå 

gjennom de tre gruppene av patogener; bakterier, virus og parasitter samt indikatoroganismer 

og modellorganismer 


Det finnes ikke så mange studier av bakterier ettersom det har vært alminnelig akseptert at 

bakterier ikke er særlig resistente overfor UV-lys og at de derfor ikke er så interessante i 

denne sammenhengen. 

I Tabell 3.10 er vist inaktiveringseffekten av UV 254 -lys på seks patogene bakterier. Dataene 

kunne i all vesentlig grad beskrives med første ordens kinetikk, og i Tabell 3.10 er 

hastighetskonstanten (inaktiveringskonstanten) bestemt. Det er også ført opp hvor mange 

studier som ligger bak tabelldataene samt i hvilket doseområde studiene ble gjort 

Tabell 3.10 

Inaktiveringshastighetskonstant (lineær regresjon) for ulike bakterier (Hijnen 

and Medema, 2005). 

I Figur 3.30 a er dose-respons kurven for Campylobacter og E Coli vist. 

Figur 3.30 Dose respons kurver for noen mikroorganismer (Hijnen and Medema, 2005). 

Vi minner om at nødvendig dose fås ved å dividere det antall log reduksjon man tar sikte på å 

nå med inaktiveringskonstanten. For å oppnå 3 log inaktivering av Salmonella, vil man etter 

tabellen over måtte ha en dose på minst 3/0,444 = 6,8 mJ/cm 2 . Vi ser at bakteriene som er 


undersøkte, trengte en dose på 2-8 mJ/cm 2 for å oppnå 3 log inaktivering. Selv om man legger 

på en sikkerhetsfaktor på 3, ligger dette innenfor de dosekrav som Veiledningen til 

Drikkevannsforskriften foreskriver. 

3.4.7.2 Virus 

Tabell 3.11 viser data fra et meget stort antall studier på virus. Også her kunne inaktiveringskinetikken 

beskrives med 1. orden. 

Adenovirus er sannsynligvis det virus som er mest resistent over for UV. I Figur 3.30 b er 

dose-respons kurven for Adenovirus (type 2,15,40 og 41) vist og vi ser at for å komme opp i 3 

log inaktivering må den faktiske dosen være hele 125 mJ/cm 2 (med ut gangspunkt i midlere 

verdier for de ulike undersøkelsene). 

Når det gjelder de mer forekommende humane virus, Calicivirus, var imidlertid nødvendig 

faktisk dose i middel 24 mJ/cm 2 , altså under det som vi dimensjonerer for i Norge. Men tas 

det hensyn til en sikkerhetsfaktor som skal fange opp ufullkommenheter i strømningsbildet 

etc., kan denne verdien tyde på at vi burde sikre oss med å kreve biodosimeter dokumentasjon 

på at man faktisk oppnår en tilstrekkelig dose ved den enkelte anleggstype. 

Tabell 3.11 Inaktiveringshastighetskonstant (lineær regresjon) for ulike virus (Hijnen and 

Medema, 2005). 


I Tabell 3.12 er samlet data for Cryptosporidium og Giardia. 

Tabell 3.12 Inaktiveringshastighetskonstant (lineær regresjon) for ulike studier av 

Cryptosporidium (monokromatisk lys ved 254 nm, lavtrykks lampe) og Giardia 

(Polykromatisk lys, mellomtrykkslampe) (Hijnen and Medema, 2005) 


I henhold til disse studiene, vil 2 log reduksjon av Cryptosporidium nåes ved en faktisk 

midlere (av antall studier) dose på 8,25 mJ/cm 2 og 3 log ved 12,5 mJ/cm 2, mens nødvendig 

midlere dose for Giardia var hhv 7,0 og 10,5 mJ/cm 2 . 

Figur 3.30 c viser dose respons dataene for Cryptosporidium og Giardia som viser at 

Cryptosporidium er mindre resistent enn Giardia . 

3.4.7.4 Indikatorer og modellorganismer 

Vannkvalitetskriteriene i Drikkevannsforskriften bygger på indikatororganismer (f.eks. E Coli 

og C. perfringens) og i forsøk benyttes ofte modellorganismer (for eksempel bakteriofager i 

stedet for human virus). I Tabell 3.13 er det satt opp en sammenstilling av resultater for 

indikatorer og modellorganismer. 

Tabell 3.13 Inaktiveringshastighetskonstant (lineær regresjon) av E Coli og modell 

organismene MS2-fag og Bacillus Subtilis sporer (monokromatisk lys ved 254 

nm, lavtrykks lampe) og av sporer av sulfittreduserende clostridier (SSRC) og av 

C. perfringens (Polykromatisk lys, mellomtrykkslampe) (Hijnen and Medema, 

2005) 

Vi ser at sporer av C. perfringens krever høyere dose for å inaktiveres enn parasittene (33 

mJ/cm 2 for 2 log inaktivering i middel av undersøkelsene) og spesielt sporer av 

sulfittreduserende clostridier (SSRC) krever høye faktiske doser (111 mJ/cm 2 for 2 log 

inaktivering). Det siste er samme nivå som Adenovirus. Figur 3.31 viser dose-respons kurver 

for MS2 fag sammenlignet med E. coli samt ulike bakteriesporer som har vært aktuelle å 

bruke som indikatororganismer. 

Både Hijnen et al (2000) og Lund og Ormerod (2005) fant at C. perfringens sporer fra 

naturlige vannprøver var mer resistente enn sporer dyrket i laboratoriet. Lund og Ormerod 

(2005) gjennomførte inaktiveringsforsøk med sporer av en standardstamme og bakteriesporer 

av C. perfringens direkte fra en bekk påvirket av diffus fekal forurensning. De fant at C. 

perfringens direkte fra en naturlig vannprøve var tydelig mer resistent overfor UV-bestråling 

enn standard stammen, med en log-reduksjon på 1,2 for C. perfringens og 1,8 for 

standardstammen. Den høyeste dosen de brukte (70 mJ/cm 2 ) ga kun 1,5 log-reduksjon for 

sporer av C. perfringens 

Resultatene av Lund og Ormerods dose-respons studier av ulike Bacillus arter og C. 

perfringens sporers toleranse overfor lavtrykks UV-bestråling viser at selv om sporedannende 

bakterier er mer resistente overfor UV enn vanlige vegetative bakterier, de fleste virus 


(foruten Adenovirus) og protozoer, så lar det seg gjøre å oppnå 1,5-2,0 log reduksjoner (95- 

99% inaktivering) ved en UV dose (fluence) på 40 mJ/cm 2 . En forutsetning er imidlertid at 

vannet forbehandles for å redusere partikkelinnholdet, da partikler binder bakterier og 

bakteriesporer, og hindrer en effektiv desinfeksjon. 

Figur 3.31 Dose respons kurver for bakteriofager sammenlignet med E. coli (a) og 

bakteriesporer (b) (Hijnen and Medema, 2005) 

Lund og Ormerod viste at standardstammen B. subtilis ATCC 6633, som benyttes som 

testorganisme (biodosimeter) i Østerrike og Tyskland ved testing av UV aggregater, har en 

UV-toleranse som er høyere enn de fleste Bacillus sporer som forekommer i 

drikkevannskilder. Dersom man oppfyller kravet til en biodosimetrisk målt UV dose på 

minimum 40 mJ/cm 2 , sikrer man derfor en tilfredsstillende desinfeksjon også av Bacillus 

sporer. Dersom man setter krav om at en skal oppnå minimum 2 log reduksjoner av både 

aerobe (Bacillus) og anaerobe (Clostridium) bakteriesporer for at desinfeksjonen skal 

aksepteres som en hygienisk barriere, må imidlertid UV-dosen økes utover dagens krav på 40 

mJ/cm 2 , da Clostridium sporene ser ut til å ha en mye høyere UV toleranse enn Bacillus 

sporer. Ytterligere undersøkelser er imidlertid nødvendig for å fastslå mer eksakt UVtoleransen 

til C. perfringens fra naturlige vannforekomster. 

3.4.7.5 Oppsummering når det gjelder inaktiveringseffekt med UV 

I Figur 3.32 er vist en oversikt over inaktiveringskonstantene slik de ble bestemt av Hijnen og 

Medema (2005) basert på alle de studier de kunne finne å bygge sin analyse på. 

Figur 3.32 Oppsummering av inaktiveringskonstanter for inaktivering av ulike 

mikroorganismer med UV (Hijnen and Medema, 2005) 


Folkehelseinstituttet regner i dag at en dose på 30 mJ/cm 2 gir en tilfredsstillende 

barrierevirkning overfor både bakterier, virus og parasitter. Som vist over, kan dette være 

riktig når det gjelder bakterier og parasitter, mens det kan diskuteres når det gjelder virus. Her 

blir det avgjørende hvilket virus som legges til grunn. Gjør vi som amerikanerne og legger 

Adenovirus til grunn, er 30 mJ/cm 2 åpenbart ikke tilstrekkelig. I Tabell 3.14 er sammenstilt 

de verdiene som USEPA legger til grunn (inkludert sikkerhetsfaktorer) i sitt regelverk, og det 

er klart at de dosene vi bruker ikke tilfredsstiller disse verdiene mht virus. Vi kommer 

nærmere tilbake til det amerikanske regelverket i kap 7. 

Tabell 3.14 Foreslåtte amerikanske dose verdier (red target) for UV for å oppnå gitt log 

inaktivering (USEPA, 2003). 

Log 

inaktivering 

0,5 

Giardia 

LPHO 

MP 

6,6 7,5 

Crypto 

LPHO 

MP 

6,8 7,7 

Virus 

LPHO 

MP 

55 63 

1,0 

9,7 11 

11 12 

81 94 

1,5 

13 15 

15 17 

110 128 

2,0 

20 23 

21 24 

139 161 

2,5 

26 30 

28 32 

169 195 

3,0 

34 40 

36 42 

199 231 

3,5 

227 263 

4,0 

259 3000 

Det er usikkerhet knyttet til barriere effekten overfor sporedannende bakterier (som 

indikator). Dersom man setter krav om at en skal oppnå minimum 2 log reduksjoner av både 

aerobe (Bacillus) og anaerobe (Clostridium) bakteriesporer for at desinfeksjonen skal 

aksepteres som en hygienisk barriere, må imidlertid UV-dosen økes utover dagens krav på 40 

mJ/cm 2 . Veiledningen setter 40 mJ/cm 2 som dosekrav når det gjelder sporer av C. 

perfringens. I Lund or Ormerods undersøkelse ga en dose på 40 mJ/cm 2 1,8 log inaktivering 

mens sporer fra bekkevann bare ga 1,2 log inaktivering. En viktig årsak til den observerte 

forskjellen i UV toleranse er sannsynligvis at C. Perfringens sporer i vannprøver direkte fra 

naturen i stor grad er festet til partikler i vannet og derfor er beskyttet mot UV-lys. 

Det presiseres at alle data som er tatt med over er bestemt i vann med god transmisjon i batch 

laboratorieforsøk. Når dose-respons data skal overføres til full-skala anlegg må man ta 

hensyn til alle faktorene som nedsetter effektiviteten og som har vært diskutert over. Den 

nødvendige faktiske dosen, kan vise seg å måtte være 2-3 ganger høyere enn den faktiske 

dosen bestemt i laboratorieforsøk. 

3.4.8 Godkjenning av UV-aggregater 

Vi har Norge en typegodkjenningsordning forvaltet av Folkehelseinstituttet. Den 

dokumentasjon som er nødvendig for typegodkjenning er gitt på hjemmesidene til Nasjonalt 

Folkehelseinstitutt. Typegodkjenningen baserer seg på følgende krav til UV-dose: 

• Dersom UV-aggregatet skal kunne fungere som en hygienisk barriere mot relevante 

bakterier (ikke-sporeformende), virus og protozoer, må det godtgjøres at man i 

bestrålingskammeret oppnår et strømningsmønster som medfører at vannet passerer 

nær UV-lampene i deler av kammeret, slik at kapasitetsberegning basert på 

gjennomsnittsintensitet kan benyttes. 


• Det desinfiserte vannet må til enhver tid ha blitt tilført en UV-dose (eng. reduction 

equivalent fluence) på minimum 30 mWs/cm 2 (300 J/m 2 ) ved en bølgelengde i 

området rundt 254 nm, beregnet ut fra en volumveid gjennomsnittsintensitet i 

kammeret og vannets gjennomsnittlige oppholdstid i aktiv del av kammeret. 

• Dersom et UV-aggregat skal kunne fungere som en hygienisk barriere mot relevante 

bakterier (inkludert bakteriesporer), virus og protozoer, må det dokumenteres at det 

desinfiserte vannet til enhver tid har blitt tilført en UV-dose (eng. reduction equivalent 

fluence) på minimum 40 mWs/cm 2 (400 J/m 2 ), ved en bølgelengde på 253,7 nm, 

basert på en biodosimeter-test. Disse betingelsene skal sikre en 2-log reduksjon av de 

fleste helserelaterte bakteriesporer, basert på dagens viten om disse mikrobenes 

toleranse overfor UV- lys. Dette kravet oppfylles ved en gitt vanngjennomstrømning 

og UV-transmisjon på vannet dersom minimum referansebestråling (intensiteten) ikke 

blir lavere enn den minimumsverdien som ble bestemt ved biodosimeter-testen. 

• Dokumenter som må sendes inn for søknad om typegodkjenning i henhold til 

biodosimetrisk målt UV-dose: Test rapporter og sertifikater fra biodosimetriske tester 

som er utført i henhold til østerriksk ÖNORM M 5873-1 eller 5873-2, den tyske 

DVGW Teknisk standard W294, eller tilsvarende biodosimetriske tester, utført av 

velrenommerte laboratorier med erfaring fra å utføre slike tester. Det må benyttes et 

biodosimeter (testorganisme) som har en resistens mot UV-bestråling som gjør det 

mulig å produsere kapasitetstabeller som kan relateres til en UV-dose på 40 mWs/cm 2 

(400 J/m 2 ). 

• En typegodkjenningssøknad må inneholde nærmere spesifisert informasjon for hvert 

aggregat som søkes godkjent. 

Typegodkjenning i henhold til biodosimetrisk målt UV-dose er altså avhengig av 

dokumentasjon basert på biodosimetriske tester utført i henhold til østerriksk eller tysk 

standard. Det er nå på trappene en godkjenningsordning som er i overensstemmelse med en 

EU-standard. Den Østerrikske ÖNORM er aktuell som europeisk standard og dermed også 

som standard for godkjenning i Norge. Man må da teste et aggregat ved hjelp av en 

biodosimetrisk metode som bla benyttes i den nevnte ÖNORM. Gjennomføring av 

biodosimeter tester blir gjennomgått i kap 7. 

Etter vår oppfatning bør alle UV anlegg i Norge omfattes av en godkjenningsordning basert 

på biodosimetri ettersom dette er den eneste sikre metode for dose-respons dokumentasjon. 

3.5 Avanserte oksidasjonsmetoder 

Avanserte oksidasjonsprosesser (AOP) har blitt definert som prosesser ”som involverer 

dannelse av hydroksylradikaler i tilstrekkelig mengde til å påvirke vannrensingen”. De 

vanligste prosessene er de som baserer seg på kombinasjoner av ozon og hydrogenperoksid 

(O 3 /H 2 O 2 ), ozon og UV-bestråling (O 3 /UV) og hydrogenperoksid og UV-bestråling 

(H 2 O 2 /UV). Disse metodene benyttes ikke primært til desinfeksjon men til oksidasjon. 

De vil likevel gi god desinfeksjon ettersom de normalt opererer ved svært høye 

oksidasjonspotensial. Disse metodene er vanligvis ment benyttet for oksidasjon av organiske 

mikroforurensninger, pesticider, farmasøytiske restprodukter osv. 

AOP-prosessene virker gjennom de hydroksyl-radikaler (OH * ) som dannes som 

mellomprodukter i prosessen. OH-radikalene reagerer med organiske forbindelser i vannet og 

initierer en serie av oksidative degraderingsreaksjoner. Oksidasjonen leder ofte til fullstendig 


mineralisering av den organiske forurensning, dvs til CO 2 , H 2 O og mineralske syrer. 

Kinetikken i nedbrytningen er av tilnærmet første orden 

3.5.1 Ozon baserte prosesser 

De første AOP-prosessen som ble lanserte var ozon-baserte : 

• O 3 /H 2 O 2 

• O 3 /UV 

De ozon-baserte løsningene er effektive mht på oksidasjon av organiske mikroforurensninger 

og også svært effektiv til primærdesinfeksjon ettersom nødvendige doser for å oppnå full 

oksidasjon krever høye O 3 -doser. Det gir imidlertid potensial for bromatdannelse og derfor 

har ozon-baserte løsninger kommet mer i bakgrunnen i det siste. Typiske doser er : 

• O 3 /DOC = 1,2 g/g 

• H 2 O 2 /O 3 = > 2 g/g 

3.5.2 Hydrogen peroksid baserte løsninger 

I den senere tiden har det vært mest fokus på hydrogendioksid baserte løsninger: 

• Fe(II) /H 2 O 2 (Fentons reagent) 

• UV/ H 2 O 2 

Lengst har man kommet i praksis med løsninger basert på UV/ H 2 O 2 . Denne prosessen er 

nylig satt i drift ved Andijk vannverk i Nederland, etter en lang og omfattende forskning og 

utprøving. Man har her oppnådd god degradering (80 %) av 11 utvalgte mikroforurensninger 

(”priority pollutants”) ved doseringer på < 1000 mJ/cm 2 og < 15 g/m 3 av H 2 O 2 uten bromatdannelse 

og uten vesentlig metabolitt-produksjon. I en annen kilde er dose på 540 mJ/cm 2 ved 

6 g/m 3 av H 2 O 2 oppgitt som driftsdosering ved Andijk vannverk. Det er klart at man med 

slike doser vil ha en meget omfattende inaktivering av alle patogener i tillegg til den 

oksidasjon av mikroforurensninger som oppnås. 

3.5.3 Katalysatorbaserte metoder 

Det er blitt vist større interesse for katalysatorbasert prosesser i den senere tid. Dette gjelder 

spesielt bruk av TiO 2 som katalysator, for eksempel basert på UV/TiO 2 . Denne 

kombinasjonen alene har et relativt lavt oksidasjonspotensial, men desinfeksjonstester av det 

svenske selskapet Benrad, som leverer slik utstyr, synes lovende. 

I forbindelse med EU-prosjektet TECHNEAU som etter planen skal igangsettes ved nyttår, 

skal NTNU gjennomføre et prosjekt som baserer seg på AOP (med O 3 og med UV/TiO 2 og 

muligens UV/ H 2 O 2 ) kombinert med biofiltrering og membranfiltrering. Dette er en 

videreutvikling av den metode basert på ozonering/biofiltrering som instituttet har arbeidet 

med over flere år og som synes å få fotefeste i Norge. 

3.5.4 Potensialet for AOP i Norge 

Det store spørsmålet blir om slike metoder kan bli økonomisk konkurransedyktige. Det er 

ingen tvil om at de kan vise seg interessante for generell avansert behandling av drikkevann 

og de vil da gi utmerket desinfeksjonsvirkning, men som separat desinfeksjonsmetode er det 

grunn til å tvile på at de vil finne stor anvendelse i Norge. Mer aktuelt vil det sannsynligvis bli 

her å kombinere kjente desinfeksjonsmetoder. 


3.6 Bruk av flere desinfeksjonstiltak samtidig (kombinert desinfeksjon) 

Ettersom ingen av desinfeksjonsmetodene er optimale ut fra alle aspekter, er det aktuelt å 

bruke flere desinfeksjonsmetoder i ett å samme anlegg. Det har vært lite tradisjon for dette i 

Norge. Når kombinert desinfeksjon har blitt brukt i andre land, kan det ligge ulike hensikter 

bak: 

• å bruke en annen desinfeksjonsmåte for sekundærdesinfeksjonen 

(sikkerhetsdesinfeksjon med tanke på barriereeffekt på nettet evt. for å hindre vekst på 

nettet). 

• å oppnå en total inaktiveringseffekt som er større enn den hver av 

desinfeksjonsmetodene kunne klart hver for seg 

Flere studier har vist at man ved å benytte flere metoder etter hverandre kan oppnå 

synergieffekter, dvs at inaktiveringsgraden er høyere enn den man skulle forvente ved å 

betrakte hver metode for seg og så legge sammen effektene. Dette er påvist for koliforme 

bakterier, Giardia, Poliovirus og Cryptosporidium. Motsatt er det også vist at Hepatitt A virus 

og MS2-kolifag ble mindre inaktivert ved kombinasjonsdesinfeksjon enn summen av 

metodene skulle tilsi. 

Dessverre har man ikke etablert akseptable Ct-verdier for kombinasjonsdesinfeksjon. 

Aktuelle kombinasjonene er: 

• Klor/kloramin 

• klordioksid/kloramin 

• Ozon/klor eller kloramin 

• Ozon/UV 

• UV/klor 

• UV/kloramin 

3.6.1 Klor/kloramin 

I denne kombinasjonen brukes vanligvis klor for primærdesinfeksjon og kloramin for 

sekundærdesinfeksjon. Dette er en kombinasjon som var ganske vanlig tidligere. Denne 

løsningen har et høyt THM-potensial selv om kloramintilsettingen reduserer dannelsen av 

THM noe ettersom ammoniumtilsettingen gjør kontakttiden med fri klor lavere. 

Denne kombinasjonen er imidlertid ikke effektiv overfor parasitter og kan derfor ikke 

anbefales. 

3.6.2 Klordioksid/kloramin 

Klordioksid er foreløpig ikke brukt i Norge, men er tatt med her ettersom klordioksid er 

betydelig mer effektivt enn klor ved høy pH og egner seg derfor som primærdesinfeksjon etter 

korrosjonskontroll. Overgang fra klor til klordioksid vil derfor i vannverk som må desinfisere 

ved høy pH både bedre inaktiveringseffektiviteten og redusere THM-dannelsen. Kloramin vil 

i denne kombinasjonen igjen bli brukt for sekundærdesinfeksjon. 

Denne kombinasjonen må forventes å være betydelig mer inaktiverende overfor parasitter enn 

kombinasjonen klor/kloramin, selv om man må opp i høye Ct-verdier for å inaktivere 

Cryptosporidium. Det er ikke sannsynlig at denne kombinasjonen vil bli brukt i særlig grad i 

Norge. 


3.6.3 Ozon/klor eller ozon/kloramin 

Dette er en vært vanlig kombinasjon i mange land. Som oftest har ozon i denne 

kombinasjonen en oksidasjonsfunksjon (oksidasjon av jern og mangan, humus etc.). 

Doseringen av ozon er i disse tilfellene vanligvis betydelig høyere enn det som trengs for 

desinfeksjon og ettersom tilsettingen av ozon gjerne skjer tidlig i anlegget, kan Ct-verdien 

også bli høy. Dette kan medføre at ozonsteget blir en akseptabel barriere overfor både 

bakterier, virus og parasitter mens klortilsettingen kun vil være en andre barriere overfor 

bakterier og virus. 

Når ozon brukes i anlegg basert på ozonering/biofiltrering fjernes en del av humusforløperne 

til THM-dannelsen og THM dannelsen blir betydelig lavere enn om man ikke hadde hatt ozon 

først. Dette er bl.a. demonstrert på Nes Vassverk i Bjugn kommune. 

Dersom det anses å være behov for sekundærdesinfeksjon for å hindre vekst på nettet, er det 

mer hensiktsmessig å benytte kloramin enn klor. Dette vil også redusere DBP-dannelsen i 

forhold til ozon/klor men vil være et mindre effektivt inaktiveringssystem overfor bakterier og 

virus totalt sett. 

For løsningen med ozon/kloramin har Najm et al. (2004) utviklet modeller for den 

synergistiske inaktiveringsgrad av Cryptosporidium basert på en rekke målte data: 

Log inaktivering (ozon) = 0,0397 [1,09757] T (C . t) ozon 

Log inaktivering (kloramin) = 0,00006255 [(1,09757) T (C . t) ozon ] 0,8152 . (1,0065) T (C . t) kloramin 

Når kloramin benyttes nedstrøms ozonering i et vannverk, kan den totale inaktiveringsgrad 

beregnes som: 

Log inaktivering (totalt) = Log inaktivering (ozon) + Log inaktivering (kloramin) 

3.6.4 Ozon/UV 

Dette er en meget effektiv kombinasjon (høy log-kreditt). Både ozon og UV er svært effektiv 

overfor bakterier. UV er svært effektiv og ozon moderat effektiv overfor parasitter og UV er 

moderat effektiv og ozon svært effektiv overfor virus. Samtidig er dette en kombinasjon som 

gir lav eller ingen dannelse av klorerte desinfeksjonsbiprodukter. Dersom det foreligger høye 

bromid-konsentrasjoner, er imidlertid potensialet for dannelse av bromat til stede og spesielle 

forholdsregler må tas for å minimalisere bromatdannelsen. 

Dette er en svært aktuell kombinasjon i norske anlegg basert på ozon/biofiltrering når behovet 

for høy inaktiveringsgrad overfor alle typer av patogener er til stede. I mange små anlegg der 

nødvendig log reduksjon vil kunne bli lav, relativt sett (for eksempel basert på den prosedyre 

som er foreslått i kap 8), kan det være tilstrekkelig med kun ozon (evt. med 

sikkerhetsklorering i tillegg), men i anlegg som krever høy nødvendig log reduksjon, vil UV 

være nødvendig for å klare kravet om inaktivering av parasitter (spesielt Cryptosporidium). 

Kombinasjonen ozon/UV gir ingen sikkerhetsdesinfeksjon på nettet, og man må vurdere nøye 

hvilket behov det er for det. I de anleggene som nå går i Norge (Nes, Fauske) har det ikke 

vært registrert spesielt høye kimtall på nettet. 


3.6.5 UV/Klor eventuellt UV/Kloramin 

Mange anlegg som har benyttet klor i mange tiår kvier seg for å forlate dette 

desinfeksjonsmiddelet, spesielt ettersom det er effektivt overfor bakterier og virus. For å møte 

barrierekravet i forhold til parasitter, kan da klorering kombineres med UV. Det vanligste er 

da å ha klor først og UV deretter, selv om dette er av mindre betydning så lengde vannet er 

godt forbehandlet med tanke på fjerning av humus og partikler. 

UV i seg selv reduserer ikke THM potensialet. Dette bør derfor være lavt nok før kloreringen 

enten naturlig eller som følge av forutgående behandling. Man kan også tenke seg at små 

vannverk med vann av god fysisk/kjemisk vannkvalitet skulle kunne bruke denne 

kombinasjonen dersom det er nødvendig ut fra en betraktning av nødvendig 

inaktiveringsgrad. Svært mange UV-anlegg i Norge har klorering i reserve. 

Fra USA (Malles, 2005) er det nylig kommet svært interessante data om synergieffekter som 

er oppnådd ved bruk av UV/kloramin i kombinasjon spesielt i forhold til Adenovirus Figur 

3.33 viser resultater som ble oppnådd i studier utført ved vannverket i Cedar Springs (Malles, 

2005) Vi ser at kombinasjonen av UV (ved dose på 40 mJ/cm 2 ) kombinert med kloramin 

(dose 0,65 mg NH 3 /l) ga høyere inaktivering av Adenovirus type 2 enn hva som skulle 

forventes ved å legge log inaktivering av de to metodene sammen. Spesielt høy inaktivering 

ble oppnådd når UV ble brukt før kloramin. 

Figur 3.33 Eksempel på synergieffekt av kloramin bruk i tillegg til UV for inaktivering av 

Adenovirus (Malles, 2005). Figuren til høyre viser UV/kloramin inaktivering av 

Adenovirus – kontakttidens innflytelse 

Forfatterne av denne studien advarer mot å trekke vidt gående konklusjoner, men denne 

synergieffekten kan bli svært interessant dersom vi vil måtte gardere oss mot Adenovirus. 

Det er noe uklart enda hva mekanismen bak denne synergieffekten er. 

3.7 Inaktiveringseffekt ved andre vannbehandlingsmetoder 

I den prosedyren som er foreslått i kap 8, er det lagt opp til at det kan gis en viss log-kreditt 

for vannbehandlingstiltak som kommer i tillegg til primærdesinfeksjonen. Disse metodene 

fjerner patogene mikroorganismer som partikler. Vannbehandlingsmetoder utover 

desinfeksjon er ikke ment å være en del av dette prosjektet, men ettersom dette er trukket inn i 

prosedyreforslaget skal vi meget kort diskutere slike metoder her. De aller fleste 

undersøkelser de senere år fokuserer på separasjon av parasitter. En grundigere gjennomgang 

av litteraturen enn det vi kan gi her, kan finnes i Betancourt and Rose (2004), WHO (2004), 

Ormerod og Lund (2004) 


3.7.1 Hurtigfiltrering uten koagulering 

I denne kategorien av behandlingsanlegg tenker vi primært på hurtigsandfiltrering. 

Vi kan imidlertid også inkludere alkalisk filtre (marmorfiltre) og ionebytterfiltre i samme 

kategori. Flere undersøkelser har vist at hurtigfiltrering uten koagulering gir mindre enn 1 logreduksjon 

i antall bakterier og parasittcyster og sannsynligvis enda mindre når det gjelder 

virus. 

Det hevdes at såkalte trådfiltre kan benyttes som hygienisk barriere mot parasitter men dette 

er langt fra tilstrekkelig dokumentert på dette stadiet. 

3.7.2 Langsomsandfiltrering/elvebankinfiltrasjon 

Langsomfiltrering blir i mange av de land som bruker denne behandlingsmåten (for eksempel 

i England) vanligvis regnet som en fullstendig hygienisk barriere mot bakterier og virus. 

Hovedmekanismen for fjerning av patogener er at de tilbakeholdes i det den ganske tette 

”biohuden” som etableres i topplaget på langsomsandfilteret pga en lave hydrauliske 

filterhastigheten (ca 0,2 m/h) som disse filtrene drives med. 

I Londons vannforsyning har sandfiltrering vært i bruk i minst 165 år, og er fortsatt i bruk i 

seks av Londons vannverk. Forsøk gjennomført i full skala (Timms et al, 1998) viste 4,5 log 

reduksjon av Cryptosporidium. Undersøkelsen av filterhuden viste at alle oocystene lå i de 

øvre 2,5 cm av filterhuden, ingen under. Dette er eksempel på hvilke resultater som kan 

oppnås under helt optimal drift under en kortere periode. 

En kanadisk fullskalaundersøkelse (Fogel et al, 1993) som ble utført i løpet av en toårsperiode 

med gunstige forhold i sommerhalvåret, men med is og snø på filteret om vinteren, viser 

imidlertid betydelig dårligere resultater. Man registrerte i perioder opp til 2,7 log reduksjon av 

bakterier, men i andre perioder var log-reduksjonen bare 1,4. Separasjonen av 

Cryptosporidium- og Giardia- cyster, som var kontinuerlig til stede i vannet var lav, bare ca 1 

log mht Giardia og

Det er imidlertid alminnelig akseptert at man ved optimal koagulering kan fange inn alle 

former for mikroorganismer i den fnokkstruktur som er et resultat ev koagulering/flokkulering 

og dermed at disse kan fjernes godt dersom man fjerner fnokkene godt. Dermed blir selve 

koaguleringen og driften a dette prosesstrinnet av avgjørende viktighet for hvor god hygienisk 

barriere et anlegg basert på koagulering/filtrering representerer. Det er rapportert om 

betydelige reduksjoner i rensegrad under perioder med sviktende koaguleringseffektivitet i 

forhold til optimale prosessbetingelser. 

Anlegg basert på koagulering/filtrering kan ha et grovseparasjonssteg /sedimentering eller 

flotasjon) før filteret eller ikke. Ettersom man vanligvis regner med at et godt drevet 

koaguleringsanlegg med grovseparasjon (sedimentering eller flotasjon) totalt sett gir et noe 

bedre separasjonsresultat enn et direktefilter, må man også regne med at dette også gjelder 

patogene mikroorganismer. Dette er reflektert i amerikanske regler. Det er imidlertid flere 

undersøkelser som dokumenterer minst like god separasjonseffekt overfor mikroorganismer i 

direktefiltreringsanlegg som i konvensjonelle anlegg så lenge driften er god og turbiditeten ut 

er lav. 

De fleste studiene som er rapportert i litteraturen gjelder separasjonseffekten av parasitter. 

Disse viser at det er mulig å oppnå mer enn 2-log reduksjon av parasittcyster, men da må 

prosessene kjøres under optimale betingelser. 

Det er grunn til å knytte separasjonseffekten av patogene mikroorganismer til 

separasjonseffekten av partikler og derfor vurderes turbiditeten å være en aktuell parameter 

også for bedømmelse av mulig innhold av parasittcyster. 

Nieminski og Ongerth (1995) konkluderte med at Giardia og Cryptosporidium ble effektivt 

fjernet når anleggene ble drevet slik at turbiditeten i filtrert vann var lav (0,1-0,2 NTU). De 

fant at separasjonseffekten ikke var påvirket hvorvidt man anvendte direkte- eller 

konvensjonell filtrering i pilotforsøkene. I fullskalanleggene som ble undersøkte var faktisk 

renseeffektene høyere i direktefiltreringsanleggene (tomedia antrasitt-sand) enn i de 

konvensjonelle filtreringsanleggene. 

Ongerth og Pecorado (1995) undersøkte fjerning av Cryptosporidium oocyster og Giardia 

cyster ved flokkulering og filtrering i flermediafiltre. De undersøkte spesielt hvordan 

tilbakeholdelsen av cyster og oocyster ble påvirket ved avvik fra optimal drift av filtrene. Det 

viste seg at bare små avvik i driften kunne føre til store avvik i tilbakeholdelsen av 

parasittcystene, som vist i Tabell 3.15. 

Tabell 3.15 Tilbakeholdelse av parasittcyster i flermediafiltre (Ongerth og Pecorado, 1995) 

Antall log-reduksjoner 

Parasitt 

Optimal drift, 

Suboptimal drift, 

turbiditet < 0,30 NTU 

turbiditet 0,36 NTU 

Giardia 3,1-3,6 1,3 

Cryptosporidium 2,7-3,1 1,5 

Payment et al. (2000) undersøkte et fullskala konvensjonelt filteranlegg med tomedia filtre, 

koagulert med Al-sulfat og med bruk av aktivert silika. Resultatene viste at et godt drevet 

anlegg utgjorde en betydelig barriere mot mikrobielle patogener. Giardia cyster ble påvist i 

kun én av 32 prøver av behandlet vann, og midlere renseeffekt var 3.6 log. Cryptosporidium 


oocyster ble registrert i 7 av 32 prøver av filtrert vann, og midlere renseeffekt var 2 log. C. 

perfringens ble detektert i 9 av 33 prøver av filtrert vann, med en midlere rensegrad på 4.4 

log. Humane enterovirus ble ikke funnet i noen av de 32 uttatte prøver av filtrert vann, og 

midlere renseeffekt var derved minst 3.1 log (i prøver uten påvisning settes utløpsverdien lik 

deteksjonsgrensen). 

Emelko (2001) gjennomførte omfattende studier av Cryptosporidium fjerning i laboratorie- og 

pilotskala som blant annet ledet fram til følgende konklusjoner: 

• Fjerning av Cryptosporidium var ikke signifikant forskjellig i tomedia i forhold til i 

tremediafiltre, hverken under stabil drift, i perioder med hydraulisk støtbelastning eller 

i perioder med underdosering av koagulant. 

• Under stabile forhold med turbiditet 4.5 log reduksjon av Cryptosporidium ved filtrering. Ved to av de 

tre pilotanleggene ble det oppnådd > 5 log reduksjon selv med vanntemperaturer så 

lav som 1 ºC. 

• Under filtermodning ble renseeffekten av Crypto redusert med 0.5-1 log i forhold til 

stabil drift 

• Ved gjennombrudd i filteret ble renseeffekten for Cryptosporidium redusert med 3-4 

log relativt til stabil drift. Dette var tilfellet selv om turbiditeten fortsatt var lav (< 0.1 

NTU). 

• I perioder med full svikt i koagulantdosering ble renseffekten for Cryptosporidium 

redusert med > 4 log relativt til stabil drift både i tomedia og tremedia filtersenger. 

Ved anlegg som benytter høye koagulantdoser (NOM-fjerning) resulterte en 

koagulantsvikt på noen timer i en redusert renseffekt på > 3 log. En koagulantsvikt 

med varighet på flere filtersykluser ga imidlertid null reduksjon av Cryptosporidium. 

• Suboptimal koagulering (som kan oppstå som følge av variasjoner i råvannskvalitet) 

ga betydelig redusert fjerning av Cryptosporidium, selv med turbiditet lavere enn 0.3 

NTU. Koaguleringsbetingelsene bør derfor justeres så snart som mulig når 

råvannskvaliteten endrer seg. 

• Brå økninger i filtreringshastighet ga varierende resultater med hensyn til 

renseeffekten. I de fleste tilfeller var effektene små. 

Det fremgår av det som er anført over at barriere-effekten ved koagulering/filtrering er svært 

avhengig av driften av anlegget. God barriere-effekt krever optimale forhold (pH, dose etc) 

under koaguleringen og også spesiell hensyntagen til filterspyling, modningstid osv. Det 

viser seg, naturlig nok, at sikring av lav turbiditet og partikkelinnhold også sikrer lavt innhold 

av patogene mikroorganismer i behandlet vann. Hendelser som skyldes avvik fra optimal drift 

gir umiddelbart effekt på separasjonseffekten av patogener og derfor bør man ha full kontroll 

på hvert filter. Ettersom man ikke kan måle patogene mikroorganismer on-line, må man 

benytte turbiditet eller partikkeltellere som indikator. Partikkeltellere anses for å være en 

bedre og sikrere måte å kontrollere parasittfjerning i filtre på enn turbiditet (Huck et al, 2002). 

Det vil føre for langt å gå inn på hva som er optimal drift for koagulering/sandfiltrering med 

tanke på barriereeffekt her, men vi kan slå fast at metoden krever optimalisering av driften for 

at den skal gi en barriere effekt tilsvarende én hygienisk barriere (3 log mht bakterier og virus, 

2 log mht parasitter). 

I amerikanske retningslinjer (SWTR) angis det en log inaktivering på 1,0 for virus og 2,0 for 

Giardia for koagulering/direktefiltrering (evt. andre koagulering+filtreringsprosesser). Det 


erkjennes at dette er konservativt for veldrevne anlegg, men i designsammenheng, og for å 

velge riktig etterfølgende desinfeksjonssteg, gis det ikke høyere kredit. 

Når det gjelder Cryptosporidium angir amerikanske regler (LT2ESWTR) en log inaktivering 

på 2,0. Det stilles da krav til drift og utløpsturbiditet. Man kan få følgende ekstra log kreditt 

for Cryptosporidium: 

0.5 - dersom turbiditeten er < 0.15 NTU i 95% av tiden. 

1.0 - dersom turbiditeten er < 0.1NTU fra hvert individuelle filter i 95% av tiden, og 

aldri >0.3 NTU i to etterfølgende målinger målt med 15min. mellomrom. 

LT2ESWTR omhandler ikke Giardia og virus, selv om man kanskje kunne brukt tilsvarende 

argumentasjon når det gjelder disse gruppene av mikroorganismer. 

Igjen må det presiseres at det kan være stor forskjell på hva man i regelverket setter som 

forventet effekt hvor betydelige sikkerhetsfaktorer bakes inn, og hva som faktisk er oppnådd i 

ulike studier. 

3.7.4 Membranfiltrering 

Spørsmålet om og i hvilken grad membranfiltrering representerer en hygienisk barriere, er i 

hovedsak knyttet til to forhold: 

1. Membranens karakteristikk 

2. Membrananleggets integritet 

For å kunne separere patogene mikroorganismer må membranene ha en porekarakteristikk 

som sikrer at organismene i utgangspunktet ikke slipper gjennom. Dessuten må systemet, dvs 

både membranen og modulen som anlegget sitter i, være intakt slik at mikroorganismer ikke 

kan slippe forbi pga ufullkommenheter eller feil i membran eller system. 

3.7.4.1 Karakterisering av membraner 

Membraner kan klassifiseres ut i fra forskjellige aspekter; materialet de er laget fra 

(polymeriske – uorganiske), produksjonsmetode og teknikk (porøse, tette, kompositt, 

symmetrisk/asymmetrisk, osv.), materialegenskaper og karakteristikk (hydrofilisitet – 

hydrofobisitet, overflateladning). 

Foreløpig er de polymeriske membranene mest anvendt til drikkevannsbehandling men med 

dagens utvikling innenfor materialteknologi og produksjonsmetoder, er det forventet at en vil 

se en økning i bruk av keramiske membraner i drikkevannsbehandling i fremtiden. 

Membraner blir videre klassifisert i forhold til hvilken type stoffer man fjerner fra vannet. 

Fire hoveddefinisjoner brukes (se Figur 3.34). RO betegner omvendt osmose, NF for 

nanofiltrering, UF for ultrafiltrering og MF for mikrofiltrering. 

Generelt er RO membraner definert med porestørrelser mindre enn 20 Å og vil holde tilbake 

enverdige salter og ioner. NF membraner har porestørrelser i området mellom 20-600 Å så 

toverdige salter og ioner, samt noe større molekyler kan separeres, som for eksempel sukker, 

humus og lignende. UF membraner defineres med porestørrelse i området 10-10000 Å, men 

finner også definisjonen knyttet til nominell porestørrelse (0.0005-0.1 µm). UF membraner vil 

primært være i stand til å fjerne makromolekyler og de minste kolloidal fraksjoner fra vann. 

MF membraner har en nominell porestørrelse mellom 0.02-10 µm og vil fjerne suspendert 

stoff fra vann. 


MF 

UF 

NF 

RO 

Suspendert stoff 

Makromolekyler 

Sukker 

Divalent salter 

Dissosierte syrer 

Monovalent salter 

Ikke-dissosierte syer 

Vann 

MF 

Conventional 

filtration 

UF 

NF 

RO 

Angstroms 

1 10 10 2 10 3 10 4 10 5 10 6 

Microns 

10 -4 10 -3 

10 -2 

10 -1 

1 10 10 2 

Ionic 

Macromolecular 

Micron 

Fine 

range 

range 

particle 

particle 

Figur 3.34 

Membran definisjoner og karakteristisk separasjonsegenskaper. 

Poredefinisjonen vil være en funksjon av bestemmelsesmetode. For RO-, NF- og UFmembraner 

knyttes oftest poredefinisjonen til molekylvekt ”cut-off” (MWCO). Denne 

bestemmes ved å gjøre separasjonstester med en væske som innholder kjente molekyler av 

varierende størrelser gitt i molekylvekt der en måler hvilke av disse holdes tilbake av 

membranen. I henhold til testprotokollen blir membranen definert med en MWCO gitt av 

molekyl størrelsen som gir 90% eller bedre fjerning. Utfordringen med denne metoden er at 

membranmaterialet, overflatekarakteristikk og porestruktur kan variere slik at det ikke alltid 

er samsvar mellom MWCO og de molekylstørrelser man i praksis faktisk separerer. 

Membranens morfologi og porestruktur vil også påvirke resultatet. Variasjoner i overflate 

karakteristikk og porefasonger er illustrert i Figur 3.35 som viser hvordan membran 

egenskapene er forskjellige både ut i fra material type og produksjonsmetode. 

Figur 3.35 SEM bilder av noen membrantyper som illustrerer porestruktur variasjoner. 

Ofte (for eksempel i Veiledningen til Drikkevannsforkriften) ser man henvisninger til 

”nominell porestørrelse”. Dette er heller ikke et entydig begrep ettersom fordelingen av 

porestørrelser kan variere fra en membrantype til en annen selv om den nominelle 

porediameter er den samme. En membran med en bred fordeling av porestørrelser gir større 

sannsynlighet for at mikroorganismer av en viss kritisk størrelse kan passere en membran med 

en gitt nominell porestørrelse enn en membran av samme nominelle porestørrelse, men med 

en smal fordeling. 

3.7.4.2 Membraner som hygienisk barriere i drikkevannsbehandling 

I Veilederen til Drikkevannsforskriften er det angitt at membrananlegg med nominell 

poreåpning på 10 nm eller mindre kan anses som fullverdig hygienisk barriere for virus (3 log 

inaktivering) og dermed også for andre patogener. En membran på 100 nm eller mindre vil 

være en fullverdig hygienisk barriere mot bakterier, bakteriesporer og parasittcyster mens en 

membran på 1000 nm eller mindre mot parasittcyster i henhold til Veiledningen. 


Om en membran eller membranseparasjon i drikkevannbehandling vil kunne defineres som en 

hygienisk barriere vil imidlertid være avhengig av en rekke forhold som beskrevet over. En 

MWCO eller nominell porediameter definisjon er ikke et fullgodt mål på en membrans 

kapasitet som hygienisk barriere. Som det fremgår av eksemplene i Figur 3.35 er porene ikke 

entydige og man må ta hensyn til både fasongen og fordelingen av ulike porediameter som 

forekommer. For enkelte membrantyper vil det kunne forekomme porer som er større enn det 

definisjonen angir og disse representerer potensielle gjennombrudds-punkter for patogene 

mikroorganismer. 

Selv om man kan forvente en viss korrelasjon i separasjon mellom partikkelstørrelser og en 

membrans porestørrelser (gitt ved nominell pore diameter/MWCO) så tyder flere 

undersøkelser på at man ikke kan forutsi separasjonen av patogene mikroorganismer kun 

basert på dette. 

Den største utfordringen mht barriere-effekt i membrananlegg er sannsynligvis knyttet til de 

minste organismene, dvs til virus. Det er kun RO- og NF-membraner som kan forventes å gi 

en fullgod barriere mot virus. Forsøk har likevel vist at små virus ikke blir holdt tilbake av 

membraner klassifisert som NF og UF membraner basert på nominell porediameter (Urase et 

al., 1996). Rapporter i litteraturen viser også til at fjerning av virus er membranspesifikk og 

forskjellige resultater kan måles selv om de har samme nominelle porediameter. Tre ulike UF 

membraner med en 500 kD MWCO viste henholdsvis rundt 1.5, 4 og 7 log reduksjon i forsøk 

med MS2 bakteriofag (Jacangelo et al., 1995). I samme undersøkelse målte man også at en 

MF membran (med nominell porediameter på 0,2 µm) hadde omtrent samme log reduksjon av 

MS2 som den laveste UF membranen. Studier på fjerning av bakteriofag φX174 og polio 

virus (begge med en gjennomsnitts diameter på 28 nm) med membraner med henholdsvis 

nominell porediameter på 35 og 50 nm viste for eksempel meget god rejeksjon av φX174 men 

nesten ingen fjerning av polio virus (Hirasaki et al., 2002). 

En undersøkelse som nylig er foretatt av Jacangelo et al (2005) viste også at materialtypen i 

membranen var av stor viktighet for separasjonseffekten av virus. 

Undersøkelser (Matsui et al, 2003) har imidlertid vist at kombinert med koagulering kan UF 

og MF-membraner også gi god barriere-effekt overfor virus. Slike anlegg er det grunn til å tro 

at vi vil få også i Norge om ikke altfor lenge. Dette er også dokumentert i forsøk ved NTNU 

(Fiksdal og Leiknes, 2006). 

Det er alment akseptert at både NF, UF og MF membraner kan gi fullstendig separasjon av 

parasitter forutsatt at anlegget er intakt på alle områder noe som kan bestemmes gjennom en 

integritetstest. 

3.7.4.3 Membrananleggets integritet 

En integritetstest har som hensikt å finne ut om systemet virker etter hensikten. Dette er 

spesielt viktig når man vurderer barriere-effekt overfor patogene mikroorganismer. Dersom en 

membran eller en del av et membransystem har en liten defekt og slipper gjennom et mindre 

antall partikler, vil ikke dette nødvendigvis oppdages gjennom en for eksempel en 

turbiditetsmåling og en liten defekt har mindre betydning. Når det gjelder barriere-effekt 

overfor patogene mikroorganismer, hvor vi snakker om flere log reduksjon, vil selv en meget 

liten defekt kunne være helt uakseptabel ut fra et barreiere-synspunkt. 


Membranens integritet som hygieniske barriere. Studier har vist at defekter i membranen og 

monteringsfeil i modulen kan være årsak til gjennombrud av patogener, selv i RO membraner, 

og systemets integritet vil være en avgjørende faktor i forhold til fjerning av patogener (Hu 

et.al, 2003, Mi et al, 2004) 

Når man skal vurdere membranens integritet som hygieniske barriere er det to aspekter som 

må tas i betraktning. Det ene er selve membranens kapasitet til å fjerne patogener, det andre er 

systemets sikkerhet. I norske drikkevannsanlegg er det hovedsakelig NF membraner i spiral 

modul konfigurasjoner som er anvendt. En typisk spiral membran modul er vist i Figur 3.36 

Figur 3.36 Illustrasjon av en typisk spiral membran modul og montert i et trykkelement. 

Integritetstester må ivareta at membranen selv ikke har hull på overflaten eller svikt i 

forseglingen rundt avstandsmatter eller limingen til oppsamlingsrøret i midten. Den må også 

kontrollere at montering av spiralene i trykkelementene er gjort på en forsvarlig måte slik at 

lekkasjer ved O-ringene og annet tetning ikke forekommer. Ved integritetstesting er det derfor 

viktig å skille mellom disse aspektene. Ved integritetsmåling har man spesifisert to 

protokoller, direkte måling og indirekte målinger. 

Direkte integritetsmåling: Denne testen har som formål å teste både membranen og 

elementene for å verifisere at systemet ikke har hull eller lekkasjer som kan medføre at 

uønsket komponenter fra fødevannet/konsentrat siden finner veien til permeatet. Testene er 

direkte og presise mål på at det ikke har forekommet gjennombrudd i membran systemet. Det 

foregår mye forskning og utesting av forskjellige metoder i dag men det er primært to 

kommersielle metoder som anvendes på membran filtreringsanlegg i dag; trykkbasert metoder 

og markørbasert metoder. Valg av metode er i en viss utstrekning avhengig av type membran 

og filtreringssystem som skal testes. 

Trykkbasert metoder kan utføres enten ved overtrykk eller undertrykk. Prinsippet er at man 

isolerer en modul og trykksetter systemet. Over en gitt tid (5-10 minutter) måles trykket og 

dersom dette endres, er det en indikasjon på at hull og lekkasjer punkter forekommer. 

Markørbaserte metoder har den fordelen at de gir et direkte mål for fjerning av partikler/stoff 

av en gitt størrelse. Metoden går ut på å tilsette en kjent markør og måler deretter 

konsentrasjoner i båre konsentrat- og permeat-strømmen. Utfordringen med denne metoden er 

å velge riktig markør og gjennomføre testen slik at resultatet gjenspeiler systemets reelle 

separasjonsegenskaper 

Ved direkte integritetsmåling må man ta en del av prosessen ut av produksjon for å kunne 

gjennomføre testen. Dette gir begrensninger på hvor hyppig man kan gjennomføre testene. 

Indirekte integritetsmåling: Formålet med kontinuering indirekte integritetsmåling er å 

verifisere at membranenheten fungerer tilfresstillende eller ikke. Denne metoden er definert 


som en rutine der man kontinuerlig måler en parameter i produsert vann (permeatet) som 

bekrefter at partikler er fjernet. Flere metoder kan anvendes og selv om disse ikke er like 

sensitive eller effektive som direkte integritetsmåling, har de sin verdi i det at de kan utføres 

mens systemet er i drift og produserer drikkevann. Metoden som anvendes for kontinuerlig 

overvåking er primært basert på online måling av partikler med partikkel telling, turbiditet 

måling, laser turbidimetri, og konduktivitetsmåling. Hvilken metode brukes vil være en 

funksjon av type membran enhet som skal overvåkes og hva integritetstesten skal avdekke. 

Metodene basert på partikkel analyse vil primært være aktuelle for MF og åpne UF 

membraner mens metoder som analysere løste forbindelser vil vær mer egnet for tette UF, NF 

og RO systemer. 

Valg av metode og hyppighet av analyser vil nødvendigvis variere avhengig av system som 

skal overvåkes. Det som imidlertid er viktig å ta i betraktning ved indirekte integritetsmåling 

er at prosedyren skal gi en indikasjon på om noe har skjedd mellom to direktemålinger. 

3.7.4.4 Barriereeffekten i membrananlegg 

Det ovenstående viser at det å angi barriere-effekt ved membrananlegg ikke er trivielt. 

Anbefalingene i Veiledningen til Drikkevannsforskriften, som tar utgangspunkt i 

membranenes nominelle porediameter, kan være et godt utgangspunkt men ikke et 

tilstrekkelig kriterium for barriere-effekt. Et membrananleggs kapasitet til å fjerne patogener 

vil være en funksjon av en rekke faktorer som membran type, membranmodul, 

systemkonfigurasjon, og driftsbetingelser. Det er derfor behov for sertifisering av forskjellige 

membrantyper og anlegg og dette bør gjøres med ut gangspunkt i standardisert testprotokoller. 

I tillegg til sertifisering er det viktig å sikre systemets integritet og overvåking av dette ved å 

implementere standardiserte integritetstester. 

3.7.5 Ozonering/biofiltrering 

Denne metoden har blitt ganske populær i Norge den senere tid, spesielt for fjerning av humus 

i små til mellomstore anlegg. I denne metoden er det i prinsippet to steg som kan gi fjerning 

av mikroorganismer, nemlig ozoneringssteget og filtreringssteget. Vi vet svært lite om hva 

man kan vente seg av patogenseparasjon i filtersteget. Det er ikke usannsynlig at biofilmen vil 

fange inn mikroorganismer men det uklart i hvilken grad det kan regne med at de fastholdes 

der. 

Effekten av ozoneringssteget beregnes da på grunnlag av Ct-beregning. 

3.7.6 Oppsummering – Barriereeffekt av parasitter ved separering 

I Tabell 3.16 er vist en sammenstilling oppsatt i WHO (2006) over generisk log-kreditt for 

fjerning av Cryptosoridium oocyster i riktig dimensjonerte og godt drevne 

separasjonsprosesser. 

Det er svært viktig å være klar over at de verdiene som her er angitte gjelder riktig 

dimensjonerte og godt drevne vannverk. Praktiske erfaringer viser at feil dimensjonering, 

dårlig vedlikehold og dårlig drift vil redusere parasitt-fjerningen vesentlig 


Tabell 3.16 Generisk log-kreditt for fjerning av Cryptosporidium oocyster i riktig 

dimensjonerte og godt drevne separasjonsprosseser. WHO (2006) 


4 Risiko og sårbarhet 

4.1 Hva er problemet 

Vannverksbransjen står overfor en situasjon hvor det er oppdaget svakheter i norsk 

vannforsyningen som vi før ikke var klar over eller som ikke forekom/forekom sjelden. For 

eksempel er vi relativt nylig blitt klar over at også norske vannforekomster inneholder 

patogene protozoer, en gruppe mikroorganismer som ikke inaktiveres ved klorering. Vi får 

stadig flere dokumentasjoner på at dype innsjøer ikke er en sikker hygienisk barriere. Det 

stilles spørsmålstegn ved om enkelte typer humanvirus kan inaktiveres ved vanlige UV-doser. 

Kraftig og hyppig nedbør har ført til flom og oversvømmelse som har berørt installasjoner ved 

vannverkene. I tillegg kommer den internasjonale situasjonen med økt fokus på eksterne 

trusler, f.eks i form av terrorangrep. 



på ledningsnettet, ledningsbrudd mm og 2) eksterne trusler, for eksempel av typen 

terrorangrep og ekstreme naturhendelser. I dette kapittelet behandles de interne svakheter, og 

hvordan en kan bestemme og styre risiko forbundet med dem. Kapittelet gir en innføring i 

bakgrunn og status for bruk av aktuelle redskap for risikoanalyse og risikostyring i 

vannforsyningen. 

I et annet pågående NORVAR-prosjekt utarbeides en veileder for ”Økt sikkerhet og 

beredskap i vannforsyningen” rettet mot situasjoner knyttet til eksterne trusler og ekstreme 

naturhendelser, men også overfor interne uønskede hendelser. 

Risiko og sårbarhet (ROS) er to begrep som gjerne brukes sammen. Risiko er et uttrykk for 

den fare som uønskede hendelser representerer for mennesker, miljø og materielle verdier 

(Norsk Standard 5814). Risikoen kan knyttes til konsekvensen av en uønsket hendelse 

sammen med sannsynligheten for at den skal inntreffe. Sårbarhet kan defineres som ”et 

systems manglende evne til å motstå virkninger av uønskede hendelser” (fra ROS-veileder, 

Direktoratet for samfunnssikkerhet og beredsskap). Et vannbehandlingsanlegg vil ha høy 

sårbarhet dersom det er flere ting som kan gå galt og det er gjort lite for å motstå virkningene, 

som for eksempel at det ikke er etablert parallelle prosesslinjer. 

Vannverkene i Norge har som oppgave å levere nok vann med tilfredsstillende kvalitet til 

forbrukeren. I dette kapitlet vil en fokusere på det siste aspektet, tilfredsstillende kvalitet. 

Det helsebaserte målet for norsk drikkevannforsyning er nedfelt i Drikkevannsforskriften i 

form av krav til kvaliteten av drikkevannet. Vurderingen av risiko for vannbåren infeksjon er 

dermed basert på om vannet innholder fekale indikatororganismer eller ikke. 

Det store problemet forbundet med analyser av mikroorganismer, enten det gjelder analyse av 

indikatororganismer eller patogene mikroorganismer, er at overvåkingen av vannkvalitet 

(stort sett) er reaktiv, dvs. at uønskede hendelser eller sammenbrudd i vannforsyningssystemet 

kan skje mange timer og noen ganger dager, før det blir oppdaget via analyseresultater. Dette 

har sammenheng med 1) at dagens analysemetoder er tidkrevende (minst en dag) og 2) at 

overvåkingsstrategien tradisjonelt har vært basert på å overvåke innholdet av indikatormikroorganismer 

i rent vann ut fra renseanlegg eller på ledningsnettet. Utviklingen går nå 


mot en mer metodisk sikring av hele vannforsyningssystemet og hvor risikoanalyse er 

grunnlaget for denne sikringen (WHO, 2004). 

4.2 Definisjoner 

4.2.1 Risikofaktor 

I denne rapporten blir begrepet risikofaktor brukt om de ulike humanpatogene 

mikroorganismer som kan forurense vannkilden og føre til vannbåren infeksjon. Risikofaktor 

er oversatt fra det engelske ”hazard”. Uønskede kjemiske forbindelser vil også være 

risikofaktorer, men disse blir ikke behandlet i denne rapporten. 

4.2.2 Risiko 

Risiko (R) kan uttrykkes ved sannsynligheten (S) for og konsekvensen (K) av at en uønsket 

hendelse inntreffer. I vannforsyningssammenheng vil den uønskede hendelsen være at vann 

forurenses av en risikofaktor. 

En måte å uttrykke risikoen på er som følger: 

R = S x K 

En annen måte å uttrykke risiko på er å si at risikoen er lik sannsynligheten for å få 

symptomer på sykdom etter å ha blitt eksponert for en bestemt dose av en risikofaktor. Dette 

er basis for kvantitativ beregning av mikrobiell risiko (pkt. 4.5.2.2). 

Innen området risiko og sårbarhet kan en skille mellom følgende tre komponenter: 

• Risikovurdering 

• Risikohåndtering 

• Risiko-kommunikasjon 

(Risk assessment) 

(Risk management) 

(Risk communication) 

Sammenhengen mellom risikohåndtering og risikovurdering slik den er definert av 

International Electrical Congress er vist i Figur 4.1. 

I denne rapporten blir bare forhold knyttet til risikovurdering og risikohåndtering behandlet. 

4.2.3 Risikovurdering 

Risikovurdering av f.eks vannbehandlingsanlegget kan defineres som den kvalitative eller 

kvantitative karakterisering av anlegget for å identifisere og beskrive potensiell helserisiko 

knyttet til hendelser og komponenter. 

Risikovurdering omfatter risikoanalyse (identifikasjon av risikofaktorer og bestemmelse av 

risiko forbundet med hendelser hvor risikofaktorene tilføres vann) samt bestemmelse av 

hvilke risikonivå som kan tolereres og hvilke som ikke kan det. 

4.2.4 Risikohåndtering 

Risikohåndtering er den samlede prosessen som må gjennomføres for å kontrollere risiko, 

avveie ulike alternativ og velge de mest hensiktsmessige tiltak, idet det tas hensyn til 

resultater fra risikovurdering, teknologiske forhold, økonomi, og juridiske og politiske 

forhold. 


Risikohåndtering omfatter risikovurdering og beslutninger ang. tiltak for å redusere og/eller 

kontrollere risiko. 

4.2.5 Risiko-kommunikasjon 

Risiko-kommunikasjon er kommunikasjonen av risiko til alle som har ansvar for vannverket, 

forvaltningssystemet og befolkningen. Begrepet risiko-kommunikasjon omfatter også hvordan 

offentligheten oppfatter risikoen og evnen til å utveksle informasjon. 

Figur 4.1 Risikovurdering og håndtering (IEC 60300-3-9) 

4.3 Helsebaserte mål for vannforsyningen 

Kriteriet for å vurdere vannforsyningen i relasjon til helse og hygiene aspektet er ”risiko for 

infeksjon”. To spørsmål som kan stilles er 1) Hvilken risiko for infeksjon kan aksepteres og 2) 

Hvordan bestemmes risikoen for infeksjon som er knyttet til hele eller deler av et gitt 

vannforsyningssystem? 

I WHO retningslinjene (WHO 2004) for drikkevann blir risiko beskrevet som antall personer 

som blir syke i en befolkningsgruppe av en gitt størrelse, f.eks 1 person per 10 000 årlig, eller 

1 person per 100 000 årlig. 

Dette prinsippet for å angi risiko er kjent fra f.eks USA, hvor det er foreslått at det høyeste 

risikonivå for gastrointestinal sykdom forårsaket av patogener i drikkevann skal være én 

infeksjon per 10 000 personer per år (USEPA Water Treatment Surface Rule). En tilsvarende 

målsetting for tolererbar risiko finner en også i andre land. Nederland har for eksempel 

utformet retningslinjer (Dutch Drinking Water Act) som sier at risikonivået for vannbåren 

infeksjon bør være maksimalt 10 -4 årlig (én infeksjon per 10 000 personer per år). 

I Norge er det helsebaserte målet for vannforsyningen nedfelt i den norske 

Drikkevannsforskriftens §12 hvor det står at drikkevannet skal, når det leveres til mottakeren, 

være hygienisk betryggende og det skal ikke inneholde fysiske, kjemiske eller biologiske 

komponenter som kan medføre fare for helseskade i vanlig bruk. I tillegg kommer 

vannkvalitetskravene mhp konsentrasjon av indikatororganismer. Dersom en tar utgangspunkt 


i de verdiene som er oppgitt i Tabell 2.5 for registrerte sykdomsutbrudd i Norge, så ble 326 

personer syke pga vannbåren smitte i 2002, av en befolkning på 4.54 millioner. Det tilsvarer 

ca 1 infeksjon per 14 000 personer per år, som er en noe lavere sykdomsforekomst enn det 

som forslått som mål f.eks i Nederland. Antall personer som er blitt syke pga vannbårne 

utbrudd i Norge kan være for lavt, det er ikke sikkert at alle som blir syke er registrert. 

4.4 Identifikasjon av uønskede hendelser 

Identifikasjon av uønskede hendelser som kan føre til vannforurensing starter med å lage en 

beskrivelse av det aktuelle vannforsyningssystemet (nedbørsfelt, kilde, vannbehandlingsanlegg 

og distribusjonssystem), eventuelt deler av det som ansees for spesielt kritiske, f.eks 

desinfeksjonsprosessen. Deretter foretas en gjennomgang for å identifisere alle punkt/ 

hendelser hvor risikofaktorer (pkt. 4.2.1) kan tilføres vannet. Arbeidet med å få satt opp en 

liste over aktuelle punkt/hendelser er som regel basert på mangeårige erfaringsgrunnlag hos 

ansatte ved de enkelte vannverk, og kan gjennomføres som et gruppearbeid hvor deltakerne er 

ansatte ved vannverket og eventuelt eksterne eksperter. For å vurdere effekten av ulike 

hendelser kan en også benytte ulike typer ”verktøy”, og noen av disse blir omtalt nedenfor. 

4.4.1 Verktøy for å oppdage og vurdere effekten av feil og uønskede hendelser 

4.4.1.1 Failure Modes and Effect Analysis (FMEA) - et verktøy for å bestemme hvordan feil 

kan skje og effekten av feil 

FMEA er en analytisk teknikk som utforsker effekten av feil og funksjonsfeil knyttet til de 

enkelte komponentene i et system. Første trinn i prosessen er å definere det aktuelle 

vannforsyningsanlegget, for å avgrense det en skal vurdere. Deretter stilles følgende 

spørsmål: 

1. Hvordan kan hver komponent/prosess feile? 

2. Hva kan forårsake at hver av disse komponentene/prosessene feiler på denne 

måten? 

3. Hva kan effekten bli hvis disse feilene skjer? 

4. Hvor alvorlig er disse feilene? 

5. Hvordan kan hver feil oppdages? 

Praktisk gjennomføring av FMEA teknikken innebærer å fylle ut et regneark hvor de ulike 

feilene som kan oppstå i tilknytning til hver enkelt komponent/hendelse identifiseres, 

evalueres og gis prioritet (høy, midlere eller lav risiko). I regnearket kan en også rangere 

feilene etter avtagende risikokode/prioritet. Det bør også inngå en liste over tiltak som kan 

redusere hyppigheten eller motvirke konsekvensen. Tiltakene kan omfatte endringer i design, 

prosedyrer eller organisasjonsmessige endringer, for eksempel metoder for påvisning eller 

endring i vedlikeholdspraksis. 

En prosess av denne typen kan være dyr og tidskrevende, men når den først er gjennomført er 

den verdifull for fremtidige (prosess-)gjennomganger og kan være et grunnlag for bruken av 

andre risikovurderingsteknikker som f. eks Feil-tre (4.4.1.2)- og Hendelses-tre (4.4.1.3)- 

analyser 

4.4.1.2 Feil-tre (Fault tree) analyse (FTA) 

Dette er en grafisk teknikk som gir en systematisk beskrivelse av kombinasjoner av mulige 

hendelser i et system som kan resultere i det mest uønskede resultat, en såkalt ”Top Event”, 

f.eks at vannet til konsumentene er sterkt forurenset. 


Feiltre-metoden kan brukes til kvantitativ beregning av sannsynligheten for at en slik ”Top 

Event” skal skje, forutsatt at en har et kjennskap til hyppigheten for når ulike feil kan 

inntreffe. FTA er dessuten en virkningsfull teknikk for å identifisere hvilke feil som har størst 

innvirkning på om en ”Top Event” vil inntreffe. 

4.4.1.3 Hendelsestre (Event tre) analyse (ETA) 

ETA er basert på såkalt binær logikk, hvor hver hendelse enten har skjedd eller ikke skjedd, 

hver komponent har feilet eller ikke feilet. Denne typen analyse er verdifull for å kunne 

analysere konsekvensene av at en feil eller uønsket hendelse inntreffer. 

Et hendelsestre begynner med en starthendelse, for eksempel forurensing av en råvannskilde. 

Konsekvensen av hendelsen følges gjennom en serie av mulige veier. Hver vei kan gis en 

sannsynlighet for at den skal inntreffe, og sannsynligheten for ulike sluttresultat kan deretter 

beregnes. 

4.5 Bestemmelse av risiko 

4.5.1 Risikobestemmelse og rangering av uønskede hendelser vha matriseverdier 

Det er flere måter å bestemme risiko på etter at uønskede hendelser er identifisert. Det kan 

f.eks gjøres kvalitativt ved at ansatte ved vannverket eventuelt sammen med andre først 

vurderer sannsynligheten for at en hendelse skal inntreffe, og deretter hvilken konsekvens 

dent vil ha inklusive hvor mange personer som blir berørt. Dette kan gjøres ved hjelp av en 

matrise hvor hendelsene/risikofaktorene rangeres etter hvor sannsynlig det er at de vil 

forekomme (f.eks. sikkert, mulig, sjelden) og konsekvensene de har hvis de inntreffer (f.eks 

ubetydelig, alvorlig, katastrofal). Hvert nivå kan også gis en tallverdi (Tabell 4.1). 

En kan så beregne en såkalt risiko-score for en akuelle hendelse. Scoren kan beregnes som 

produktet av tallverdiene for sannsynlighet og alvorlighetsgrad (Tabell 4.2). Når tallverdiene 

for risiko er angitt, kan en bestemme tall-nivået for når aksjon skal skje. Dette bygger på egne 

vurderinger. 

Nylig er det foreslått en definisjon av alvorlighetsgraden/konsekvensen for mikrobielle 

risikofaktorer basert på tallverdier for økningen av endemisk sykdom i et samfunn (Tabell 

4.3). Disse definisjonene vil kunne supplere og brukes sammen med Tabell 4.1. 

Tallangivelser og utregninger av risikoscore gjør ikke risikovurderingen mer presis enn om en 

bare benytter beskrivende betegnelser. Det viktigste er at den risikovurdering som gjøres kan 

brukes som grunnlag for å fatte beslutninger om tiltak. 

Tabell 4.1 Eksempel på beskrivelse av konsekvens- og sannsynlighetsnivå (WHO, 2004) 


Sannsynlighet, 

Definisjon 

Vekting 

Konsekvens 

Meget 

En gang pr. dag 5 

sannsy nlig 

Sannsy nlig En gang pr. uke 4 

Moderat 

sannsy nlig 

En gang pr. måned 3 

Lite sannsy nlig En gang pr. år 2 

Sjelden En gang hv ert femte år 1 

Katastrofal Potentielt dødelig f or en stor bef olkning 5 

Stor Potentielt dødelig f or en liten befolkning 4 

Moderate Potentielt skadelig for en stor befolkning 3 

Liten Potentielt skadelig for en liten bef olkning 2 

Ubety delig Ingen påv irkning evt. ingen påv iselig påvirkning 1 

Tabell 4.2 Eksempel på matriseverdier for risikofaktorer basert på deres sannsynlighet og 

konsekvens (WHO, 2004) 

Alvorlighet av konsekvens 

Sannsynlighet Ubetyd liten moderat stor katastrofal 

-elig 

Nesten sikker 5 10 15 20 25 

sannsy nlig 4 8 12 16 20 

moderat 3 6 9 12 15 

Lite sannsy nlig 2 4 6 8 10 

sjelden 1 2 3 4 5 

Tabell 4.3 Karakterisering av konsekvens av mikrobielle risikofaktorer basert på endemisk 

undersøkelse (Westrel,l 2004) 

Type 

Katastrofal 

Definisjon 

Bety delig økning i diare-sykdommer >25%, eller

4.5.2 Bestemmelse av risiko for infeksjon 

For å bestemme risikoen for infeksjon som er knyttet til vannforsyningssystemet inklusive 

desinfeksjons-trinnet, kan en benytte epidemiologiske undersøkelser eller en såkalt kvantitativ 

mikrobiell risiko analyse. 

4.5.2.1 Epidemiologiske undersøkelser 

Epidemiologiske undersøkelser går ut på å registrere/undersøke forekomst av faktiske 

sykdomsutbrudd i en befolkning og sykdommens årsak og overføringsvei. Epidemiologiske 

undersøkelser kan være svært nyttige i forbindelse med risikoanalyser fordi de kan gi tydelige 

beviser for at et gitt patogen er vannbåren (spres via vann), de kan gi dessuten gi god 

informasjon om hvilken del av vannforsyningssystemet som har sviktet i de aktuelle tilfellene, 

og ikke minst kan de gi inngangsdata til modeller for risikoberegning. 

I Norge er det nylig gjort to epidemiologiske undersøkelser hvor det er vist en viss 

sammenheng mellom trykkløst ledningsnett og sykdomsforekomst hos abonnentene (Wahl 

2002, 2005). Et annet ferskt eksempel er Giardia-utbruddet i Bergen i 2004. Da 

sammenhengen enda var ukjent, var det registreringen av bostedet for de som etter hvert ble 

syke som avslørte at det var råvannet, Svartediket, som måtte være forurenset. 

4.5.2.2 Kvantitativ mikrobiell risikoanalyse (QMRA) 

QMRA er blitt lansert (WHO 2004) som et potensielt redskap for å ta beslutninger angående 

tiltak i vannforsyningssystemet, relatert til å oppnå kvantitative, helsebaserte mål. I QMRA 

utføres det en systematisk kombinasjon av 1) tilgjengelig informasjon om hva konsumentene 

eksponeres for av patogene mikroorganismer, og 2) dose-respons data, for å gi estimater av 

hvilken sykdomsforekomst dette vil resultere i i en befolkning som mottar vann fra et aktuelt 

vannforsyningssystem. Resultatene kan benyttes for å ta beslutninger om konkrete 

forbedringer som må gjøres i vannbehandlingen for å oppnå målet. Fordi QMRA-analyse 

hittil har vært lite benyttet innen norsk vannforsyning blir QMRA gitt en nærmere omtale 

nedenfor. 

4.6 Kvantitativ mikrobiell risikoanalyse (QMRA) 

For å kvantifisere den helsemessige risikoen som er knyttet til ulike deler av 

vannforsyningssystemet, inklusive desinfeksjonstrinnet, er det utviklet en metode for 

kvantitativ mikrobiologisk risiko analyse (QMRA). QMRA bygger på en dose-responsmodell 

som opprinnelig er utviklet for å bestemme risikoen for å få kreft ved forekomst av 

kreftfremkallende stoffer i for eksempel matvarer og vann. 

Hensikten med å gjennomføre QMRA er å bestemme om det er nødvendig å oppgradere et 

system slik at det vil innfri de helsebaserte målsettinger som er gjort. Dersom risikoanalysen 

viser at vannforsyningssystemet ikke innfrir målsettingene, bør en vurdere å gjøre 

investeringer, for eksempel i behandlingsanlegget. 

Den kanskje største fordelen med å gjennomføre QMRA er at en kan synliggjøre den 

helserelaterte risikoen knyttet til den enkelte del av vannforsyningssystemet og dermed også 

vise hvor tiltak vil gi størst effekt. Til syvende og sist dreier det seg om å foreta en avveiing 

angående ”hvilken sikkerhet til hvilken pris”. 

4.6.1 Gjennomføring av QMRA 

QMRA inndeles i fire påfølgende trinn: 


• Risikofaktor - identifikasjon; omfatter en beskrivelse av hvilke helseeffekter den 

aktuelle risikofaktor har for mennesker (f.eks risikofaktor = Giardia som kan føre til 

diaré) 

• Eksponering; omfatter en bestemmelse av størrelse og type av befolkningsgruppen 

som blir eksponert, smitteveier, mengde og varighet av eksponeringen 

• Dose-respons-fastlegging karakteriserer forholdet mellom dose og forekomst av 

helseeffekter, basert på både dyre-og menneskestudier 

• Risiko-karakterisering som integrerer informasjonen fra trinnene over for å kunne 

anslå størrelsen av det offentlige helse-problemet, og for å kunne evaluere variasjoner 

og usikkerheter i risikoen 

Eksponeringen bestemmes av to faktorer: 

• Konsentrasjonen av levende og infektiøse patogene mikroorganismer i drikkevannet 

på det punkt hvor vannet konsumeres. Denne konsentrasjonen er vanligvis lav. 

• Mengden drikkevann som konsumeres, uten ytterligere behandling (dvs. koking). 

Fordi konsentrasjonen av patogene i drikkevannet som regel er meget lav, er det generelt 

vanskelig å bestemme innholdet direkte. I stedet kan konsentrasjonen i drikkevannet 

bestemmes indirekte ved å ta utgangspunkt i konsentrasjonen av patogene i råvannet og 

deretter beregne innholdet i drikkevannet basert på kunnskap om effektiviteten av 

behandling/desinfeksjon. 

Daglig eksponering (dose): 

Dose = C* 1/R* I* 10 -DR *V 

C= konsentrasjon av patogen i råvannet 

R= fraksjon av patogene i vannet som påvises med den aktuelle analysemetoden 

I = fraksjon av patogene som er infektiøse 

DR = decimal reduksjon (= log reduksjon) av patogen i vannrenseanlegget 

V = daglig individuelt vannkonsum 

Dose-respons: 

P inf = 1-e -rµ 

P inf = sannsynlighet for infeksjon 

r = sannsynlighet for at en patogen skal initiere infeksjon 

µ = gjennomsnittelig antall i inntatt drikkevann (= dose) 

For at beregningene skal være representative er det viktig å ha gode tallstørrelser for alle 

parametrene som inngår, og her er det fortsatt en del mangler. 

Et eksempel på gjennomføring av en kvantitativ mikrobiell risikobestemmelse er vist i 

Tabell 4.4. 


Tabell 4.4 

Eksempel på gjennomføring av en risikobestemmelse 

Variable 

Conc. i råvann (n/1000 L) 

Recovery (%) 

Smittsomhet (%) 

Decimal reduction 

Vannkonsum (ml/day ) 

Dose-response parameter r 

Risiko f or inf eksjon (per person per 

år) 

Mean value 

Cryptosporidium Giardia 

0.66 

0.32 

0.0042 

0.0199 

10 -5 2*10 -5 

1.5 

0.6 

40 

13 

2.8 

2.8 

250 

250 

Dersom en kjenner innholdet av patogene i råvannet , og har bestemt hvilken risiko for 

infeksjon som kan aksepteres f.eks P inf , lik 10 -5 , så kan nødvendig behandling (log reduksjon) 

beregnes. En slik fremgangsmåte innebærer at en går ut fra at drikkevannet etter behandling 

kan ha et innhold av protozoer, som riktig nok er svært lite, men som er > 0. 

Det er fortsatt et problem forbundet med å bruke råvannsdata i slike beregninger at dagens 

metoder ikke skiller mellom levende og døde (oo)cyster i råvannet. En konservativ 

tilnærming blir da å betrakte alle (oo)cystene som smittsomme, men dette kan forårsake for 

høye investeringer i behandlingsprosessene. 

4.6.2 Eksempel på bruk av QMRA svensk vannforsyning 

I Sverige er det nylig utført en undersøkelse hvor en har benyttet QMRA for å kvantifisere 

effekten av å endre teknologiske hygieniske barrierer i vannforsyningen med vannverket i 

Gøteborg som eksempel (Kärrman et al. 2004). Med utgangspunkt i overflatevann som 

råvannskilde og den eksisterende, konvensjonelle drikkevannsbehandlingen (kjemisk felling, 

sedimentering, aktiv kullfiltrering og klorering) har en beregnet infeksjonsrisikoen. Deretter 

er det gjort tilsvarende beregninger ved bruk av alternativ (UV i stedet for klorering, flotasjon 

i stedet for sedimentering) og komplimenterende (langsom-filtrering) teknologiske barrierer. 

En har også sett på effekten av gå fra den sentrale behandlingen til en desentralisert 

behandling hvor det benyttes membranfiltreringsanlegg. 

En valgte ut tre patogener som barrierene skulle virke mot: Cryptosporidium parvum, 

rotavirus og Campylobacter jejuni. Disse ble valgt fordi de forekommer ofte i både svenske 

og utenlandske sykdomsstatistikker, og fordi de er identifisert som årsak til vannbårne 

sykdomsutbrudd. Data for innhold av patogene i råvannet, reduksjon av patogen-innholdet i 

renseprosessen mm ble samlet inn fra vannverket i Gøteborg, og fra tidligere svenske og 

internasjonale undersøkelser. Hvis dataunderlaget var tilstrekkelig ble parametrene uttrykt 

som sannsynlighetsfordelinger for å inkludere variasjon og usikkerhet, ellers ble det benyttet 

punktverdier (Figur 4.2). 

Resultatet av slike beregninger er helt avhengig av godheten av inngangsdataene, og fortsatt 

må en støtte seg på en begrenset og til dels usikker datamengde for aktuelle parametere. Når 

det er sagt, så viser disse beregningene at ved å legge til et langsomfilter i dagens 

prosessutforming så ble risikoen for infeksjon betydelig redusert, for alle de tre 

patogentypene. Reduksjonen skyldes biofilmen som vokser i den øvre del av filteret. Den 

fører til at porestørrelse i filteret reduseres og gir dessuten mulighet for såkalt beiting 

(protozoer i biofilmen ”spiser” bakterier og virus). 


Figur 4.2 Årlig risiko for infeksjon per person av patogenene Cryptosporidium parvum, 

rotavirus og Campylobacter jejuni ved konsumering av drikkevann. 

Sammenligning av risiko ved eksisterende vannbehandling, Gøteborg, med 

alternative eller komplimenterende prosesser. UVdose = 30-40 mWs/cm2. 

Figuren viser medianverdier med 95% konfidensintervall. Verdier i parentes er 

usikre. K står for konvensjonell rensing. Fra (Kärrman et al., 2004) 

Alle de tre modellmikroorganismene ble i stor grad inaktivert ved bruk av UV som 

teknologisk hygienisk barriere i stedet for klor. Med UV i stedet for klorering ble risikoen for 

infeksjon ved konsumering av drikkevann som inneholdt Cryptosporidium, Rotavirus eller 

Campylobacter, redusert med henholdsvis ca 3 log (til < 10 -6 infeksjoner pr. år, person 

Cryptosporidium), ca 2 log (til ca 10 -4 infeksjoner pr. år, person Rotavirus) og ca 3 log (til 

Basert på tidligere overvåkingsprogrammer foretatt av Suez-Lyonnaise-des-Eaux, ble 

konsentrasjonen av Cryptosporidium i ulike råvannstyper estimert (Figur 4.3). 

Figur 4.3 

Estimert konsentrasjon av Cryptosporidium i råvann, basert på råvannstype 

(WHO, 2006) 

Ved hjelp av egne data og data fra litteraturen ble det bestemt hvilken log reduksjon som 

kunne oppnås for ulike typer vannbehandling/desinfeksjon. Deretter ble log-reduksjon av 

Cryptosporidium og dermed konsentrasjonen i drikkevannet ved hvert vannverk bestemt. 

Risikovurderingen viste at det først og fremst var små vannverk (< 5000 personer) og 

vannverk med grunnvann som ble påvirket av overflatevann, som befant seg i 

høyrisikoområdet. 

QMRA resultatene ble validert med et overvåkingsprogram hvor innholdet av 

Cryptosporidium ble undersøkt på utvalgte lokaliteter. Resultatene av overvåkingen var 

konsistent med QMRA analysen: høy risiko lokaliteter hadde hyppigst og høyest forekomst 

av Cryptosporidium. Cryptosporidium ble ikke påvist ved lavrisiko-lokaliteter, og midlere 

risiko-lokaliteter hadde midlere forekomst av Cryptosporidium. 

Suez-Lyonnaise-des-Eaux har senere benyttet samme prosedyre for vannverk i andre land. 

4.7 Hazard Analysis and Critical Control Points (HACCP) – et redskap 

for å styre risiko og vannkvalitet 

I de nyeste WHO retningslinjene for drikkevannskvalitet (WHO 2004) legges det økt vekt på 

risikostyring for å nå helsebaserte mål i vannforsyningen. HACCP vil kunne være en 

prosedyre for å oppnå en slik styring. Sentralt i denne prosedyren er såkalte kritiske kontrollpunkt 

(CCP). Etter at det er gjort en risiko-vurdering av vannforsyningssystemet inklusive 

desinfeksjonsprosessen, bestemmes det hvilke kritiske kontrollpunkt (CCP) en skal ha for å 

kunne styre systemet slik at en unngår/minimaliserer uønskede hendelser. 

HACCP kan oversettes til: Risikofaktoranalyse og kritiske kontrollpunkt. Det er viktig i 

denne sammenhengen at det engelske ”control” omfatter både det å kontrollere og det å styre, 

som er et nøkkelelement i prinsippene for HACCP. HACCP handler altså ikke om å 

kontrollere vannkvaliteten, men om å styre kvaliteten. Formålet med HACCP er å sikre: 

• vannets kvalitet 

• sikkerheten for at vannets kvalitet tilfredsstiller de mål som er satt 

HACCP handler om å tenke preventivt, om å sikre seg før ting går galt. 


I matvareindustrien har det lenge vært vanlig å benytte HACCP prosedyren for 

kontrollere/håndtere uønskede forbindelser og den helsemessige risiko som er forbundet med 

deres nærvær. HACCP prosedyren ble først utviklet i 1959 forbindelse med fremstilling av 

sikker mat for astronautene i det amerikanske romfartsprogrammet. I 1985 ble anvendelsen av 

HACCP anbefalt av US National Academy of Science (NAS), og siden da er systemet blitt 

videreutviklet og prøvd ut over hele verden. HACCP-konseptet er i dag internasjonalt 

anerkjent som et preventivt kvalitetssikringssystem innen næringsmiddelproduksjon og er 

omtalt i EU-direktiv (om Næringsmiddelhygiene 14. juni 1993 EØF/93/43). 

HACCP er kompatibelt med andre kvalitetsikrings- systemer, som ISO 9000-seriene. 

I kortversjon kan HACCP beskrives som en iterativ to-trinnsprosess: 

• Gjennomfør risikofaktoranalyse- finn ut hva som kan gå galt, og identifiser hva som 

skal overvåkes 

• Operasjonaliser overvåkningen og beskriv den aksjonen som skal iverksettes hvis 

vannkvalitetsmålene overskrides 

Mer detaljert vil en HACCP prosess omfatter følgende punkt: 

• Identifikasjon og prioritering av risikofaktorer/hendelser 

• Identifikasjon av kontrolltiltak 

• Sette kritiske grenseverdier for bruk ved kontroll 

• Etablere overvåking 

• Etablere korrigerende tiltak 

• Etablere evaluering og verifisering 

• Etablere dokumentasjonssystem 

4.7.1 Styringstiltak 

Alle de viktigste risikofaktorene/hendelsene i vannbehandlingsanlegget skal styres ved hjelp 

av styrende tiltak, dvs. tiltak som fjerner, forbygger eller reduserer risikoen til et akseptabelt 

nivå. Styrende tiltak for mikrobiell forurensing i vannforsyningssystemet kan være relatert til 

kildebeskyttelse, tekniske installasjoner og vannbehandlingsprosesser, i denne rapporten 

fokuseres det på vannbehandling/desinfeksjon. I flytskjemaet som beskriver 

vannforsyningssystemet, skal det avmerkes hvor det er satt i verk styringstiltak. Punktet hvor 

avmerkingen skjer blir kalt styringspunktet, på engelsk Critical Control Point (CCP). 

4.7.2 Styringspunkt (Critical control points CCP) 

Styringspunkter kan beskrives som de trinn i vannbehandlingen hvor det satt i verk 

styringstiltak. Et styringspunkt skal som et minimum ha følgende egenskaper: 

• Grenser for operativ aksept kan defineres (for eksempel maks/min restklorkonsentrasjon) 

• Disse grensene kan overvåkes, direkte eller indirekte 

• En på forhånd planlagt korreksjon (reaksjon) kan utføres når det oppdages avvik under 

overvåking 

• Korreksjonen vil beskytte vannsikkerheten ved at det umiddelbart gjenopprettes 

normale driftsforhold, samt at den på lengre sikt gir anledning til ytterligere styrende 

tiltak 

• Prosessen med å påvise avvikelsen og gjennomføre korreksjon kan gjennomføres 

innenfor en tidshorisont som er tilstrekkelig til å opprettholde sikkert vann 


Det er bare styringstiltak som har disse egenskaper som kan avmerkes i flytskjemaet som 

styringspunkt. En overvåking av mikrobiell kvalitet hvor resultatene foreligger flere dager 

etter prøvetakingstidspunktet er derfor ikke et styringstiltak fordi vannet allerede har nådd ut 

til konsumenten. Dette tiltaket vil ikke inngå i flytskjemaet som et styringspunkt. 

4.7.3 Understøttende program 

Understøttende program er aktiviteter som sikrer at for eksempel utstyr som benyttes og 

personalet ikke blir en kilde til forurensing eller skadelige hendelser i vannforsyningen. 

Dersom risikoen for en gitt risikofaktor/hendelse er lav, kan det være nok å sikre seg ved 

hjelp av et understøttende program. Regler og instrukser for god arbeids-, ledelses-, og 

hygienepraksis er viktige elementer i understøttende programmer. Slike regler og instrukser 

har de fleste vannverk allerede. 

Resultatet av risikofaktoranalysen vil avdekke hvordan risikofaktorene skal håndteres: enten i 

et understøttende program eller ved et styringstiltak. 

4.7.4 Eksempler på gjennomføring av HACCP 

4.7.4.1 Eksempler fra Danmark 

I Danmark ble det i 2004 gjennomført et prosjekt i regi av Miljøstyrelsen hvor den spesifikke 

målsettingen var å bygge opp kunnskap og høste erfaringer om HACCP hos de 6 vannverkene 

som deltok i prosjektet (Bruun, 2005). Prosjektet er første trinn i utviklingen av en 

bransjespesifikk veiledning i anvendelsen av HACCP i dansk vannforsyning. 

Rapporten lister opp følgende erfaringer som er gjort i prosjektet: 

• HACCP konseptet kan med fordel anvendes til en prioritering av innsatsen overfor 

spesifikke risikofaktorer slik at det sikres en optimal ressursanvendelse. 

• Prosjektet har arbeidet med holdninger til sikkerhet ved vannforsyning. Ved å flytte 

fokus fra kontroll av vannkvalitet til styring av de prosesser, som potensielt kan 

påvirke kvaliteten, kan man redusere risikoen for å miste styringen og dermed unngå 

situasjoner hvor man potensielt leverer vann som ikke tilfredsstiller 

vannkvalitetsmålene. 

• Kunnskapsdeling mellom vannverkene angående risikostyring vil sikre at den samme 

feil ikke begås to steder. 

• HACCP supplerer eksisterende ledelsessystemer. 

• HACCP skaper et godt grunnlag for at diskutere hvilket risikonivå danske 

vannforsyninger skal arbeide mot. 

• Arbeidet med risikostyring i dansk vannforsyning har påvist et behov for å fastlegge et 

felles basisnivå for sikkerhet ved produksjon og leveranse av drikkevann. Dette 

basisnivå vil hjelpe den enkelte vannforsyning og den enkelte person i de situasjoner 

hvor det skal gjøres en konkret beslutning. 

Prosjektet valgte å benytte en enklere matriks for risikovurdering enn den som er vist i 

Tabell 4.2, og utviklet/benyttet det skjemaet for risikofaktor-analyse og fastleggelse av styring 

som er vist i pkt. 4.7.5. Sammenhengen mellom HACCP-prosedyren og annet 

produktsikrings-arbeide som inngår i vannverksrutinene er vist i Figur 4.4 


Figur 4.4 Sammenhengen mellom HACCP og annet produktsikringsarbeide (Bruun, 2005) 

4.7.4.2 Eksempler fra Sveits 

Vannverket i Zürich har benyttet en HACCP prosedyre for å sikre vannforsyningen. For hver 

av delene i vannforsyningssystemet (råvann, behandling, distribusjon, drikkevann) utførte de 

en HACCP prosess. Denne var basert på 4 kriterier: Mannskap (Men), Materialer (Materials), 

Maskiner (Machinery), Metoder (Methodology), og hele systemet ble gjennomgått for å 

identifisere og vurdere uønskede hendelser knyttet til de 4 M. Noen momenter fra 

gjennomføringen av prosedyren er gitt nedenfor: 

• En av risikofaktorene/hendelsene som ble listet opp for tekniske installasjoner 

(Maskiner) var design av vannbehandlingsreaktorene, dvs. om hydrauliske forhold i 

reaktorene var som planlagt. Dette kontrollerte de ved hjelp av tracer-undersøkelser og 

dataprogram for modellering av reaktor-hydraulikken. Modelleringen viste at 

reaktoren best kunne beskrives som en serie av fire reaktorer med fullstendig blanding 

etterfulgt av en ikke-ideell stempelstrøm-reaktor. 

• For å vurdere om vannbehandlingsprosessen (Metoder) fungerte slik den skulle, ble 

det benyttet litteraturdata for inaktiveringskonstanter (fra lab-skala forsøk) for aktuelle 

mikroorganismer (for eks. Cryptosporidium, Giardia, Poliovirus). Disse ble koplet til 


Rapid Filtration 

Ozonation 

GAC Filtration 

hydrauliske data for hver enhetsprosess vha dataprogrammet Aquasim for å beregne 

den samlede inaktiveringen (log reduksjon) (Figur 4.5). 

Raw Water 

SS- Filtration 

Drinking Water 

Preozonation 

I mplementati on of the HAC CP-Method 

H .P. Kaiser 

Figur 4.5 

Beregnede reduksjoner av ulike forbindelser i ulike deler av 

vannbehandlingsprosessen, Zurich. Ozonering benyttes for desinfeksjon. 

• For patogene er kravet til reduksjon i Zurich det samme som i ”US EPA surface water 

treatment rule” fra 1991, dvs. minst 3 log reduksjon og/eller inaktivering av Giardia 

cyster og minst 4 log reduksjon og/eller inaktivering av virus. 

• Den ønskede reduksjonen er avhengig av at ozonkonsentrasjonen er på et gitt nivå. For 

å kontrollere dette er det satt en nedre konsentrasjonsgrense knyttet til alarm. 

Vannverket legger altså stor vekt på at prosessene fungerer, og dette blir sjekket ved 

online målinger, f.eks av ozon-innhold og turbiditet, knyttet til et alarmsystem. 

• Hvis grenseverdier for ozon-innhold og turbiditet over-eller underskrides, finnes det 

detaljerte prosedyrer for hva som skal gjøres. 

Holdningen ved vannverket er at hvis prosessen fungerer, da vil også vannkvalitetskravene bli 

overholdt. 

4.7.5 Eksempler på mulige styringspunkt (CCP) ved vannverk 

For å anskueliggjøre hvordan styringstiltak og styringspunkt kan inngå i vannforsyningen er 

det nedenfor gitt noen eksempler hvor en har brukt de skjemaene som ble utviklet i den 

danske undersøkelsen (pkt. 4.7.4.1). 

4.7.5.1 Vannkilden 

NN Vannverk 

Risikofaktor-analyse med angitt styrings-tiltak 

Utarbeidet av: Godkjent av: Godkjent av: 

NN Funksjonsansvarlig System 

-ansvarlig 

Prosess-trinn Potensiell Skadelig hendelse Vurdering Begrunnelse Støttetiltak Styrings- Styrings- 

-skadelig risiko-faktor og/eller kilde for vurdering tiltak punkt 

hendelse 

(CCP) 

vannkilde Tilførsel av innblanding av Stor X Hvis desinfeks jon Prøv etaking Overvåking ved vannverk 

dyp innsjø patogene overflatevann i Midlere svikter vil program av turbiditet 

mikroorg. dyp-lagene ved inntak Liten konsekvensen være stor for ulike dypog temperatur 

Sannsynligheten er 

midlere for at det skal skje 

Konsekvens 

Ingen 

Liten 

Midlere 

Stor 

Sa nnsynlig het 

ved inntak, 

med alarm 

til vakt og 

økt dosering 

av klor, ozon 

eller UV 


4.7.5.2 Klorering 

NN Vannverk 




-ansvarlig 



hendelse 

(CCP) 

Klorering Tilførsel av svikt i klordosering Stor X Hvis vedlikehold Overvåking På dette 

patogene Midlere klor dosering stopper av klor- av restklor prosessmikroorg. 

Liten og råvannet er forurenset doserings- etter 2 min trinnet 

vil konsekvensen være og måleutstyr 

og 30 min 

stor. Sannsynligheten er 

med alarm 

liten for at det skal skje 

til 

vakt 

4.7.5.3 Ozonering 

Konsekvens 

Ingen 

Lite n 

Midlere 

Stor 




-ansvarlig 



hendelse 

(CCP) 

Ozonering Ti lførs el av sv ik t i ozondos ering Stor X Hvis vedlikehold Overvåking På dette 

patogene Midlere ozondosering stopper av ozon- av rest-ozon prosessmikroorg. 

Liten og råvannet er forurenset doserings- trinnet 

vil konsekvensen være og måleutstyr 

med alarm 

stor. Sannsynligheten er 


til vakt 


4.7.5.4 UV-anlegg 

Konsekvens 

Ingen 

Lite n 

Midlere 

Stor 

NN Vannverk 



NN Funksjo nsansvarlig Syst em 

-ansvarlig 


/Skadelig risiko-faktor og/eller kilde for vurdering tiltak punkt 

hendelse 

(CCP) 

UV bestråling Tilførsel av sv ik t i UVlys -dosering Stor X Hvis en UV-lampe svikter Rutiner for Overvåking På dette 

patogene på grunn av Uvlampe- Midlere og råvannet er forurenset lager av av UV- prosessmikroorg. 

svikt Liten kan konsekvensen være reserve- intensitet trinnet 

stor . S annsynli gheten er lamper med alarm 


til vakt 

Sannsynlighet 

UV bestråling Tilførsel av Anlegget tilfredsstiller Hvis fargetall og Rutiner Overvåking På dette 

patogene ikke dimensjonerings- Stor X vannmengde er høyere for sjekk av vann- prosessmikroorg. 

kriteriene Midlere enn det anlegget er av UV- mengde og trinnet 

Liten dimensjonert for transmisjon UV-trans. 

vil kons ek vens en være og 

med alarm 

stor . S annsynli gheten er 

mi dl er e for at det sk al vannmengde til vakt 

Sannsynlighet skje 

4.7.5.5 Membranfiltrering 

Konsekvens 

Konsekvens 

Ingen 

Liten 

Midlere 

Stor 

Ingen 

Lite n 

Midlere 

Stor 

Konsekvens 

Ingen 

Lite n 

Midlere 

Stor 

Sannsynlighet 

NN Vannverk 



NN Funksjo nsansvarlig Syst em 

-ansvarlig 


/Skadelig risiko-faktor og/eller kilde for vurdering tiltak punkt 

hendelse 

(CCP) 

Membran Tilførsel av sv ik t i membranfiltr ering Stor Hvis integritetsbrudd skjer Rutiner for Overvåking På dette 

filt rering patogene på grunn av integritets- Midlere X og råvannet er forurenset implementer- av far getal l pr os es s- 

mikroorg. brudd(svikt i pakninger , Liten kan konsekvensen være ing av og partikler/ trinnet 

hull i membraner) 

midlere. Sannsynligheten integritets- 

er liten for at det skal skje 

test 

turbiditet 

med alarm 

til vakt 


4.7.5.6 Ledningsnett 

NN Vannverk 




-ansvarlig 



hendelse 

(CCP) 

Distribusjon Tilførsel av Inntrengning av Stor X Hvis desinfeksjon Instruks Vannnivå På dette 

patogene vann eller jord fra ut- Midlere svikter vil for repara- holdes i prosess-sted 

mikroorg. graving i for bindelse Liten konsekvensen være stor sjon ved underkant av 

med reparasjon av 

Sannsynligheten er brudd 

midlere for at det skal skje 

brudd 

Konsekvens 

Ingen 

Liten 

Midlere 

Stor 


rør, Vannnivå 

måles/ 

holdes med 

sensor og 

pumpe 

4.8 Water Safety Plan 

I de nye WHO retningslinjene for drikkevann (WHO, 2004) lanseres begrepet Water Safety 

Plan (WSP) som et metodisk redskap for å sikre at vannforsyningen inklusive 

vannbehandlingen fungerer godt. Hensikten med innføring av WSP er å opptre proaktivt, og i 

mindre grad måtte reagere i ettertid basert på overvåking av rentvannkvalitet. 

I WHO retningslinjene er WSP et av tre hovedpunkter som danner basis for å sikre god 

vannforsyning: 

• Bestemme mål for hva slags vannkvalitet en ønsker, basert på at folkehelsen skal 

beskyttes og den helseeffekt målene forventes å føre til 

• Lage plan (WSP) for å sikre tilførsel av godt drikkevann. Denne skal omfatte: 

o Vurdering av hele vannforsyningssystemet for å bestemme om en er i stand til 

levere vann med den definerte kvalitet 

o Overvåking av de delene av systemet som er spesielt viktige for å sikre et 

helsemessig sikkert drikkevann (f.eks desinfeksjonsprosessen) 

o Tiltak som skal gjennomføres både i normale og unormale situasjoner 

(drift/dokumentasjon/kommunikasjon) 

• Systematisk, uavhengig inspeksjon for å verifisere at innholdet i punktene over 

gjennomføres og fungerer tilfredsstillende (dette skal foretas av en uavhengig instans) 

Dette er også vist i Figur 4.6. 

Helsebaserte mål 

Planer for å sikre tilførsel av godt drikkevann 

(Water Safety Plans -WSP) 

Vurdering av hele 

vannforsyningssystemet 

Overvåking 

Drift/dokumentasjon/ 

kommunikasjon 

Inspeksjon 

Figur 4.6 

Elementer som inngår i en metodisk sikring av helsemessig god 

drikkevannsforsyning. 


De tre punktene er ikke nye. De har inngått i ”god praksis” begrepet som har vært 

gjennomført ved mange vannverk i årevis, særlig gjelder det de to første punktene ovenfor. I 

noen land (f. eks. Sveits) har vannverkene funnet ut at deres eksisterende ISO 9000 

kvalitetssystemer, særlig når disse blir koblet til HACCP prosedyre, kan være en god basis for 

utviklingen av en WSP. 

Det er vannverkseier som har ansvaret for å gjennomføre en WSP, mens det er primært 

myndighetenes ansvar å fastsette hvilke helsebaserte mål og grenseverdier for rentvann som 

skal innfris. Det overordnede mål med bruk av WSP er å nå de helsebaserte målene som er 

satt. 

4.8.1 Oppbyggingen av en WSP 

En WSP vil være bygd opp med en logisk sekvens av trinn og er basert på prinsipper som 

lenge har vært brukt i næringsmiddel-industrien (HACCP, pkt. 4.7). Den kan fremstilles som 

vist i Figur 4.7. 

1. Samle team og andre ressurser 

2. Beskriv vannforsyningen 

3. Definer bruk 

4. Konstruer flytdiagram for system et 

og verifiser 

5. Identifiser og prioriter farer 

(vanlige og uvanlige) 

6. Identifiser kontrolltiltak 

7. Sett kritiske grenseverdier 

8. Etabler overvåking 

9. Etabler korrigerende tiltak 

10. Etabler evaluering og verifis ering 

11. Etabler dokumentasjons-system 

Figur 4.7 

Ledd i en Water Safety Plan 

Fordelene med å innføre WSP i vannforsyningen kan være flere: 

• Tiltakene er proaktive heller enn reaktive 

• Systematisk og detaljert fastlegging av risikofaktorer og kontrolltiltak 

• Prioritering av risikofaktorer (kost/nytte) 

• Involvering av operatører i sikkerhetsarbeidet 

• Operativ overvåking av barrierer og kontrollpunkt: online demonstrasjon av sikkerhet 

For å håndtere de risikofaktorene som eventuelt avdekkes ved gjennomføring av hele 

prosessen, er det en rekke spørsmål som kan stilles hvor svarene helst bør kunne kvantifiseres 

(Figur 4.8). 


Bestem helsebaserte mål 

Sett mål for vannkvalitet 

System vurdering 

1. Samle team og andre ressurser 

Hvilket antall 

syke/sykdomsutbrudd/sykedager? 

Hva skal være nivået for den 

helsebaserte vannkvalitet? 

Er vannbehandlingsprosessen 

tilstrekkelig for å produsere godt 

drikkevann? 

2. Beskriv vannforsyningen 

3. Definer bruk 

4. Konstruer flytdiagram for system et 

og verifiser 

5. Identifiser og prioriter farer 

(vanlige og uvanlige) 

6. Identifiser kontrolltiltak 

7. Sett kritiske grenseverdier 

8. Etabler overvåking 

9. Etabler korrigerende tiltak 

10. Etabler evaluering og verifis ering 

11. Etabler dokumentasjons-system 

Hva er prioriteringen av farene? 

Hvor kritisk er grenseverdiene? 

Hvilket nivå av korrigerende 

tiltak er nødvendig (multiple 

barrierer)? 

Figur 4.8 

Risikohåndtering: Eksempler på spørsmål som må besvares av myndigheter 

(helsebaserte mål og mål for vannkvalitet) og vannverkseier (systemvurdering). 

4.9 Dagens praksis mhp risikohåndtering 

4.9.1 Norge 

Vannverkene i Norge er pålagt å utarbeide intern-kontrollsystemer med sikte på å forebygge 

mot svikt i vannforsyningen og beredskapsplaner for å kunne håndtere uønskede hendelser. 

De store vannverkene har innført bruk av ISO standarder (f.eks 9001, 14000) som blant annet 

formaliserer hvordan en skal ta tak i uønskede hendelser, komme med forbedringsforslag og 

dokumentere hvordan dette er gjort, mens mange av de mindre vannverkene benytter andre 

intern-system for å sikre at lover og forskrifter oppfylles. 

I Norge ble det i 2003 publisert en undersøkelse om sårbarhet i norsk vannforsyning og 

aktuelle tiltak for å øke sikkerheten (Havenstrøm et al. 2003). I prosjektet ble hovedvekten 

lagt på mulige hendelser knyttet til situasjoner som flom, sabotasje og terroranslag, men også 

risikofaktorsituasjoner knyttet til organisatoriske hendelser og teknisk svikt ble vurdert. Selv 

om det finnes flere norske veiledere om risiko og sårbarhet, konkluderte undersøkelsen blant 

annet med at: 

• Veilederne generelt gir for lite støtte til brukerne. 

• De er ikke egnet til å identifisere barrierer eller verifisere godheten av disse opp mot 

egne og eksterne krav. 


Et resultat av denne undersøkelsen er at det nå, som nevnt tidligere, utarbeides en veileder for 

beredskap i vannforsyningen. 

4.9.1.1 Eksempel på risiko analyse: Trondheim 

I Trondheim er det gjennomført en såkalt grovanalyse hvor en har analysert risikofaktorer for 

både vannmengde og vannkvalitet (Trondheim kommune, 2003). Konsekvensene er rangert i 

fire konsekvensklasser ut fra hendelsens innvirkning på vannmengde og vannkvalitet i 

forsyningsområdet. Sannsynligheten for at hendelsen skal inntreffe er uttrykt som frekvens, 

dvs antall ganger pr.år hendelsen forventes å inntreffe. Nedenfor er det gitt eksempler på 

hvordan grovanalysen er presentert for vannbehandlingen (Tabell 4.5). Uønskede hendelser 

med varighet på over en dag og konsekvensgrad 3 for mengde og/eller kvalitet er kritiske for 

vannforsyningen, og er angitt å måtte føre til bruk av reservevann. Analysen omfatter også 

nedbørsfelt, vannmagasin og distribusjonssystemet. Tilsvarende analyser er gjort ved andre 

norske vannverk. 

En grovanalyse slik den er gjennomført i Trondheim har mye til felles med en HACCP 

prosedyre, og den omfatter for eksempel det potensielle styringspunkt (CCP): kontroll av 

restklorinnholdet i desinfeksjonstrinnet. Vannverkenes rutiner for korrigerende tiltak vil 

avgjøre om potensielle styringspunkt tilfredsstiller de kriteriene som er beskrevet i pkt. 4.7.2. 

Tabell 4.5 

Grovanalyse for vannbehandlingsanlegg (Trondheim) 

4.9.2 Euro pa 

4.9.2.1 EU regelverk 

Kommisjonen i EU har startet en prosess som med tiden skal føre frem til et nytt 

drikkevannsregulativ. Et av temaene som blir tatt opp i denne prosessen er 

vannkvalitetsforvaltning basert på WSP (pkt. 4.8) hvor risikovurdering og risikohåndtering er 

inkludert. 


4.9.2.2 Storbritannia. Cryptosporidium regelverk 

I 1999 ble vannverkene i Storbritannia pålagt å gjennomføre risikovurdering med bakgrunn i 

frykten for sykdomsutbrudd forårsaket av Cryptosporidium. Et kritierium som automatisk 

fører til klassifisering av et vannverk i ”betydelig risiko-gruppen”, er tidligere utbrudd av 

cryptosporidiosis i tilknytning til vannverket hvor årsaken er uoppklart og ingen spesielle 

tiltak er gjort for å hindre nye utbrudd. Tilhører et vannverk denne gruppen, blir vannverket 

pålagt å gjennomføre kontinuerlig måling av Cryptosporidium. Dersom konsentrasjonen i 

behandlet vann overskrider 1 oocyst /10 L, så fører dette til rettslig forfølgelse. Vannverk kan 

utføre nye risikovurderinger, for eksempel dersom det har vært gjort nye tiltak i 

vannforsyningssystemet, for å slippe den kontinuerlige overvåkingen av Cryptosporidium. 

For andre vannverk, med unntak av dem som kan dokumentere at de fjerner partikler > 1 

micron, ble det krevd at de gjennomførte en detaljert risikovurdering, i hovedsak knyttet til 

risikoen for forurensing av kilden, og til vannbehandlingens effektivitet mhp å fjerne 

Cryptosporidium oocyster. Myndighetene (Drinking water inspectorate) gir veiledning 

angående faktorer som skal tas i betraktning, men spesifiserer ikke hvordan risikovurderingen 

skal gjennomføres. 

England og Wales 

Vannverkene i England og Wales brukte disse faktorene som en sjekkliste og ga i sine svar en 

kvalitativ beskrivelse av forholdene knyttet til hver faktor. 

Verktøy som ”Feilure Mode and Effect Analysis” (FMEA pkt. 4.4.1) for identifikasjon og 

fastsetting av risiko ble ikke benyttet i disse vurderingene. HACCP og FMEA er imidlertid 

blitt benyttet ved en del vannverk i Storbritannia fordi statlige forordninger gjorde det 

fordelaktig for bedrifter å benytte risikobasert tilnærming for å identifisere fremtidige 

investeringsbehov. Noen av vannverkene benyttet en WRc software kalt ProRisk for 

gjennomføring av FMEA. 

Skottland 

I Skottland er det utviklet en metodologi for risikovurdering som er basert på 1) en 

omfattende liste over mulige faktorer som kan medføre tilførsel av Cryptosporidium til vann 

og 2) et tallkarakter- system som brukes til å beregne risiko forbundet med nedbørsfelt og 

vannbehandling. Jo høyere tallkarakter, jo høyere er risikoen. Tallkarakteren avgjør hvilken 

minimum prøvetakingsfrekvens mhp Cryptosporidium vannverket må gjennomføre for råvann 

og rentvann (Tabell 4.6). Dette systemet inngår i et direktiv som Scottish Water (2003) har 

kunngjort og som gjelder for alle skotske vannforsyninger. 

Dersom tallkarakteren for risikoen i nedbørsfeltet for eksempel ligger i området 35-54 og 

vannforsyningen er dimensjonert for 50 000 m 3 /døgn så betyr det at det må tas prøver 26 

ganger i året. Dersom den totale tallkarakteren for nedbørsfelt og vannbehandling > 55 så må 

det tas 365 prøver per år. 

Ved hjelp av en formel som foruten tallkarakterene for nedbørfelt og vannbehandling også tar 

hensyn til antall personer som omfattes av vannforsyningen, blir det beregnet en total 

tallkarakter for risikoen (Tabell 4.7). Den totale risiko-verdien brukes for å sikre at det blir tatt 

et tilstrekkelig antall prøver fra Høyrisiko-vannforsyninger. 


Tabell 4.6 

Påkrevet minimum årlig prøvetakingsfrekvens av råvann og rentvann avhengig 

av tallkarakter for henholdsvis nedbørsfelt og nedbørsfelt sammen med 

vannbehandling (Scottish Water 2003) 

Risiko Maks. dimensjonert vannføring (1000 m 3 /døgn) 

Verdi ≤ 1 > 1 ≤ 10 > 10 ≤ 50 > 50 

Nedbørsf elt: 

> 55 12 26 52 52 

Prøv etakings- 35-54 0 12 12 26 

frekv ens for råvann < 35 0 0 12 12 

Nedbørsf elt og > 55 52 104 365 365 

v annbehandling: 35-54 12 52 52 104 

Prøv etakingsfrekv 

ens for rentv ann 

< 35 12 12 52 52 

Tabell 4.7 

Sammenheng mellom total tallkarakter og klassifisering av risiko (Scottish 

Water 2003) 

Total tallkarakter for 

risiko 

Risiko- beskrivelse av 

vannforsyningen 

> 100 Høy risiko 

50-100 Moderat risiko 

5 Norsk desinfeksjonspraksis i dag 

I dette kapittelet skal vi kort gjennomgå norsk desinfeksjonspraksis slik den manifesterer seg i 

dag og spesielt knytte diskusjoner til det vi anser kan være springende punkter i forbindelse 

med utviklingen av en ”optimal” desinfeksjonspraksis her i landet. 

5.1 Desinfeksjon ved norske vannverk 

I forbindelse med dette prosjektet har vi hentet data fra Vannverksregisteret (høst 2005) og 

bearbeidet disse slik at vi har fått en oversikt over hvilken desinfeksjonsmetode de ulike 

vannverkene har og hvilken øvrig behandling de har som kan ha en barriereeffekt. Så har vi 

gruppert resultatene i henhold til kildetype og størrelse på anlegget ettersom disse to 

forholdene blir brukt i den prosedyre for å finne fram til optimal desinfeksjonspraksis som blir 

foreslått i kapitel 8. Oversikten er vist i Tabell 5.1. For 17 vannverk er data lagt inn før 2000, 

152 vannverk har lagt inn data i perioden 2000-2004, mens øvrige vannverk (85 % av alle) 

har data lagt inn i 2004. 

Enkeltvannverk kan ha flere kilder og behandlingsanlegg. Antall behandlingsanlegg stemmer 

derfor ikke overens med antall vannverk. Vannbehandlingsanlegg for nødvann eller 

reserveanlegg eller anlegg som står i beredskap er ikke inkludert i utgangspunktet selv om vi 

her ikke utelukker feilregistreringer. 

Tabell 5.1 Oversikt over desinfeksjonsanlegg og vannbehandlingsmetoder som gir 

barriereeffekt overfor patogener i Norge (basert på Vannverksregisteret, høsten 2005) 

Innsjø/tjern Elv/bekk Grunnvann 

10.000 Alle 10.000 Alle 10.000 Alle 

10.000 

10.000 

10.000 

105 20 125 89 3 92 292 20 1 313 530 

UV 142 45 4 191 132 14 146 109 7 116 453 

Klor 28 41 26 95 16 7 23 70 36 8 114 232 

UV+Klor 39 27 2 68 44 9 53 27 4 1 32 153 

UV+ 

Hovedvannkilde/ 

behandling 

Ingen behandling 

Desinfeksjon 

alene 

12 6 18 10 10 0 28 

Membran 

UV+ 

Koagulering 

13 11 3 27 17 2 19 1 1 47 

Klor+ 

9 5 14 7 1 8 1 1 23 

Desinf eksjon Membran 

Klor+ 

+annen 

8 18 24 50 1 1 3 5 1 1 2 57 

behandling 

Koagulering 

UV+Klor+ 

3 1 4 3 1 4 1 1 2 10 

Membran 

UV+Klor+ 

Koagulering 

19 8 1 28 7 6 13 0 41 

Ozon+ 

Biofiltrering 

2 2 1 1 2 0 4 

Annen Membran 8 10 1 19 6 1 7 1 1 27 

behandling Koagulering 0 2 2 0 2 

Sum 388 192 61 641 327 53 4 384 502 70 10 582 1 607 

En rekke vannverk har hurtigsandfilter eller annen form for filtrering uten koagulering. Disse 

vannverkene har derfor en viss barriereeffekt, men siden slike prosesser alene gir en lav 

inaktiveringsgrad (log reduksjon) på flere av patogengruppene, og dermed ikke er vurdert å 

representere en hygienisk barriere, er de ikke tatt hensyn til her. 

Til tross for feilkilder knyttet til eldre data og usikkerhet knyttet til innlegging av data, gir 

tabellen en god oversikt over situasjonen hva angår desinfeksjonspraksis i Norge. 

Av totalt 1607 vannverk hadde 641 (40 %) innsjø/tjern som kilde, 384 (24 %) elv/bekk som 

kilde og 582 (36 %) grunnvann som kilde. Vi ser imidlertid at av grunnvannsverkene var det 

hele 86 % som var små (

vannverk > 10.000 (totalt 75 vannverk) var 80 % (60 vannverk) basert på innsjø, 5,5 % på elv 

og 13,5 % på grunnvann. 

Vi ser at av totalt 1607 registrerte vannverk var det 530 (33 %) som ikke hadde noen form for 

desinfeksjon i det hele tatt, hvorav 313 anlegg med grunnvann, 92 anlegg med elv/bekk og 

125 anlegg med innsjø/tjern som kilde. I lys av at Drikkvannsforskriften krever desinfeksjon 

på alle anlegg (bortsett fra de grunnvannsverk som det spesielt er blitt gjort unntak for), er det 

oppsiktsvekkende at 1/3 av alle vannverkene ikke har noen form for behandling. De aller 

fleste av disse anleggene (> 90 %) er imidlertid små (< 1.000 pe), men det finnes også 44 

mellomstore (1.000-10.000 pe) og store (>10.000 pe) uten noen form for desinfeksjon eller 

annen vannbehandling. Mest oppsiktsvekkende er det kanskje at blant disse er det 23 

overflatevannverk. Vannverksregisteret viser at de fleste av anleggene som ikke har 

desinfeksjon befinner seg i fylkene med kyststripe fra Sogn og Fjordane og nordover. 

Det var kanskje ikke uventet av det var en god del grunnvannsverk som var uten desinfeksjon 

(59 % av alle uten desinfeksjon), men svært overraskende var det at det var så mange 

overflatevannverk (41 % av alle uten desinfeksjon) som var i denne situasjonen. Det er all 

mulig grunn til å løfte en advarende finger mht hygienesikkerheten i disse vannverkene. 

Av de vannverk som hadde desinfeksjon men ingen annen behandling (totalt 838 vannverk, 

eller ca halvparten av alle vannverk), var det 453 vannverk med UV alene, 232 hadde klor 

alene, mens 153 hadde både UV og klor. Tar vi med de vannverkene som hadde annen 

behandling i tillegg blir tallene 528 UV anlegg, 312 kloranlegg og 204 anlegg med både UV 

og klor. Det betyr at vi totalt har installert 732 UV anlegg og 516 kloranlegg her i landet, 

hvorav 194 vannverk har både UV og klor-anlegg. 

Det er altså nå langt flere UV anlegg i Norge enn kloranlegg, men vi ser at bruken av klor 

dominerer på de større anleggene. Det er kun 4 anlegg > 10.000 pe som har UV alene og 3 

som har UV sammen med klor. Blant de større anleggene (>10.000) som ikke har annen 

behandling enn desinfeksjon (totalt 41 anlegg), utgjør vannverk med kloranlegg 83 %, de med 

UV alene ca 10 % og de med både UV og klor 7 %. 

Det er også interessant å legge merke til at UV-anlegg er minst like vanlig å benytte på 

overflatevann som på grunnvann. Det har imidlertid ikke vært mulig basert på 

Vannverksregisteret å sammenligne råvannskvalitet med bruk av ulike desinfeksjonsmetoder. 

Når det gjelder kombinasjonen av en desinfeksjonsmetode og en annen vannbehandling som 

gir en barriereeffekt, utgjør dette 210 anlegg (ca 12,5 % av alle anlegg). Av disse har 126 

anlegg UV i kombinasjon med en annen behandlingsmetode (membran, koagulering med eller 

uten klor i tillegg), mens 131 anlegg har klor i kombinasjon med en annen behandlingsmetode 

(membran, koagulering med eller uten UV i tillegg). 

Det er registrert 4 anlegg basert på ozonering/biofiltrering. Det er ikke registrert hvorvidt 

disse anleggene har annen desinfeksjon eller ikke, men minst ett av disse har i tillegg UV. 

Når det gjelder anlegg som har en barriereeffekt basert på partikkelfjerning alene (dvs 

membrananlegg eller koaguleringsanlegg uten desinfeksjonssteg), finnes det totalt 27 slike 

membrananleggene og kun 2 koaguleringsanlegg. Disse anleggene tilfredsstiller åpenbart ikke 

Drikkevannsforskriftens krav om 2 hygieniske barrierer. 


Totalt sett skulle vi i henhold Tabell 5.1 ha 88 registrerte membrananlegg her i landet, hvorav 

27 anlegg (31 %) ikke har noen annen hygienisk barriere i form av desinfeksjon, 28 anlegg 

(32 %) har UV i tillegg, 23 anlegg (26 %) har klor i tillegg og 10 anlegg (11%) har både U V 

og klor i tillegg. 

5.1.1 Registrerte brudd på kravet om null E. coli i levert vann 

I Vannverksregisteret registreres avvik fra kravet om null E.coli i levert vann. Ikke alle 

vannverk rapporterer dette, men i rapport fra Vannverksregisteret for 2003 (Einan et al, 2004), 

som er den sist utgitte, fremgår det at det var 70 vannverk med mer enn 5 % overskridelser. 

Av disse var det 47 UV anlegg (67 % av alle), 15 kloranlegg (21 %), 4 anlegg med kun 

membranfiltrering (6%) og 4 anlegg med koagulering med etterfølgende UV eller klor. Disse 

vannverkene representerte imidlertid kun 37.500 pe. 

Det er ingen grunn til å trekke vidtgående konklusjoner på dette grunnlaget, men betrakter vi 

tallene relativt til antall anlegg, kan det kan tyde på at det forekommer hyppigere 

overskridelser av E.coli kravet i UV-anlegg enn i kloranlegg. 

5.1.2 Svikt i hygieniske barrierer 

NORVAR gjennomførte et prosjekt i 2004 : Hygieniske barrierer og kritiske punkter i 

vannforsyningen: Hva har gått galt (Gjerstad, K.M., 2004) hvor det ble gjennomført en 

landsdekkende spørreundersøkelse. Det ble avdekket 87 forskjellige eksempler på svikt i 

vannforsyningen, herunder i desinfeksjonen. Vi henviser til denne rapporten, men skal her 

kort nevne noen sentrale punkt vedrørende svikt i desinfeksjonen. 

Av de 24 vannverk med klordesinfeksjon som hadde rapportert (de fleste natriumhypoklorittanlegg), 

var det 21 episoder (i løpet av de siste 5 år) med svikt i kloreringen. Disse skyldtes 

delvis ulike former for teknisk svikt i selve desinfeksjonsanlegget og endringer i vannkvalitet 

på vannet som skulle kloreres enten som følge av store endringer i råvannskvalitet eller svikt i 

forbehandlingen. 

Undersøkelsen viste at 15 av 23 anlegg hadde automatisk måling av klorrest og av disse 

hadde 12 anlegg alarm til vakt. 8 av 23 anlegg hadde manuell klorrestmåling og kun 3 av 

disse hadde daglige målinger. 

Når det gjelder UV-anlegg viste undersøkelsen følgende svar : 

• 6 av 47 anlegg hadde ikke reservelampe tilgjengelig på anlegget 

• 3 av 47 anlegg kjente ikke UV anleggets dimensjoneringsdata 

• 4 av 47 anlegg hadde ingen faste rutiner for rengjøring av kvartsrørene 

• 33 av 46 anlegg hadde ikke intensitetsmåler knyttet til vakt 

Av andre informasjoner om vannverkene, kan nevnes: 

• Av de innkomne svarene var det en besøksfrekvens på gjennomsnittlig 2,3 per uke. 

Det vanligste var besøk én gang per uke 

• Over halvparten av vannverkene svarte nei på spørsmålet om de hadde installert 

nødstrømsaggregat eller batteri-backup. 

• Totalt 78 % av vannverkene hadde opplevd ett eller flere strømbrudd de siste 2 år. I 

gjennomsnitt ble det registrert en strømbruddfrekvens på 4.3 de siste 2 år sett under ett 

Selv om undersøkelsen neppe kan sies å være representativ for hele vannverk-Norge, gir den 

et bilde av situasjonen. 


5.1.3 Erfaringer med kloreringsanlegg og UV-anlegg 

NORVAR gjennomførte også et annet relevant prosjekt i 2004 som gir et innblikk i 

situasjonen mht desinfeksjon i Norge, nemlig prosjektet: Erfaringar med klorering og UVstråling 

av drikkevatn (Gøytil og Liane, 2004). Her ble det innhentet driftserfaringer fra 45 

vannverk av ulik størrelse, type og geografisk plassering. 

Rapporten går inn på en lang rekke forhold knyttet til bruk av klor- og UV-anlegg i Norge. 

Vi viser til rapporten og skal her bare slå fast at: 

• Avvikene på kloreringsanleggene var primært knyttet til svikt på selve 

doseringsanlegget, slike som luft i doseringspumper og funksjonssvikt i 

inndoseringsventiler. Alvorlige avvik har oppstått når alarm i enkelte tilfeller ikke har 

kommet fram til rette instans i tide 

• Når det gjelder UV-anlegg så det ut som det var spesielt mange problemer knyttet til 

spenningsvariasjoner. Det fantes også eksempler på svikt i mekanisk 

rengjøringssystem og underdimensjonering av anlegg 

• Det viste seg også at driftsoperatørene syntes det var problematisk å forholde seg til 

doseberegninger som blir presenterte på PLS-panel og på driftskontrollanlegg. 

Operatørene var usikre på om de verdier som her ble presenterte kunne benyttes til å 

avgjøre om man hadde tilstrekkelig barriere eller ikke. 

Når det gjelder kloreringsanlegg, ga ikke rapporten svar på hvilken typisk dosering som ble 

brukt ved anleggene eller hvordan doseringen var i forhold til råvannets kvalitet. Forfatterne 

har imidlertid, basert på egne erfaringer angitt en rettesnor for praktisk doserings innstilling 

før nærmere styring etter klorrest i forhold til det fargetall man har i vannet: 

< 5 mg Pt/l : 0,3 mg Cl 2 /l 

5 - 15 mg Pt/l : 0,5 mg Cl 2 /l 

15 - 25 mg Pt/l : 0,8 mg Cl 2 /l 

25 - 40 mg Pt/l : 1,2 mg Cl 2 /l 

> 40 mg Pt/l : 1,5 mg Cl 2 /l 

Det er svært sannsynlig at mange vannverk i Norge doserer betydelig mindre enn dette. 

Når det gjelder UV-anlegg anbefaler forfatterne av rapporten at man generelt ikke bør 

dimensjonere for en høyere UV-transmisjon enn 50 % (cm kuvette – tilsvarende 87 % ved 1 

cm kuvette) med mindre det kan dokumenteres at vannkvaliteten faktisk er bedre enn dette 

hele tiden. 

5.2 Eksisterende veiledninger mht desinfeksjonspraksis 

Veiledningen til Drikkevannsforskriften til denne er vel kjent og vi skal ikke bruke mye plass 

til å repetere innholdet i den her. Selv om veiledningen er utarbeidet for å klargjøre lovteksten 

(forskriften) bidrar den også til at en viss desinfeksjonspraksis etablerer seg. I tillegg til selve 

Veiledningsteksten har Folkehelseinstituttet skrevet noen publikasjoner (som er å finne på 

Folkehelseinstituttets hjemmesider) som utdyper og diskuterer forhold som er nevnt i 

Veiledningen. 

Vi skal her begrense oss til å peke på enkelte forhold i Veiledningen som vurderes å være 

problematiske mht å utvikle en ”optimal desinfeksjonspraksis”. Det er spesielt Veiledningens 

kommentarer til Drikkevannsforskriftens paragraf 14 om Vannkilde og vannbehandling som 

er relevant i denne sammenhengen. 


5.2.1 Tilsigsområde/vannkilde som hygienisk barriere 

Ett av problemene med å forholde seg til begrepet én hygienisk barriere, er at dette begrepet 

ikke er klart definert spesielt hva angår barriere i tilsigsområde/vannkilde. For disse er ikke 

barriereeffekten kvantifisert. Utsagn som at en innsjø har en teoretisk oppholdstid på mer enn 

5 mnd trenger derfor ikke resultere i en tilstrekkelig god barriere mot mikroorganismer med 

en viss overlevelsesevne i vann, gir ikke brukeren av Veiledningen noen holdepunkter for hva 

som kan være akseptabelt. 

Et annet eksempel er utsagnet om at dersom vannets transporttid gjennom løsmassene i 

umettet og mettet sone til sammen utgjør minst 60 døgn, regnes dette som tilstrekkelig for å 

inaktivere bakterier og virus. Dette er kvantitativt i den forstand at ingeniøren (eventuelt 

juristen) kan finne ut om grunnvannet har hatt tilstrekkelig oppholdstid, men det sier ingen 

ting om hvor stor grad av inaktivering man da skal regne med. 

Det heter videre at dersom nedbørfelt og vannkilde skal betraktes som én hygienisk barriere 

for et større (understreket her) vannverk, bør det for eksempel ikke påvises E. coli eller et 

kontinuerlig innhold av termostabile koliforme bakterier i råvannet. Spørsmålet blir her hva 

som menes med større vannverk og hva som, i fall definisjonen blir klar, skal gjelde for det 

som ikke er større vannverk. 

Det er også eksempler på det vi vil kalle inkonsistens. For eksempel sier Veilederen at 

nedbørfelt og vannkilde kan anses å ha akseptabel hygienisk barriere mhp fekal forurensing 

dersom man i råvannet bare har sporadiske funn av parasitter av typen Giardia eller 

Cryptosporidium i antall på 1 eller mindre pr. 10 L. Likeledes kan sporadiske funn av 

termotolerante koliforme bakterier i et antall på 3 pr. 100 mL aksepteres. Kvantifiseringen 

her kan man forholde seg til, men det blir vanskeligere å forstå hvorfor vannverk uten 

behandling som har disse konsentrasjonene kan egne med å ha en akseptabel hygienisk 

barriere mens vannverk med vannbehandling som har tilsvarende nivå, ikke har en 

tilstrekkelig god barriere. 

Poenget er at Veiledningen er vanskelig å forholde seg til når det gjelder barrierevirkning i 

nedslagsfelt/vannkilde. Vi tror det ville være en fordel om man kunne komme fram til en 

prosedyre som de som planlegger og godkjenner vannverk kunne bruke i sitt arbeid med 

dette. 

5.2.2 Vannbehandling som hygienisk barriere 

I Veiledningen heter det at den enkelte vannbehandlingsmetode bør inaktivere bakterier og 

virus med minimum 99,9 % (3 log) og eventuelle parasitter med 99 % (2 log) for å bli 

betraktet som hygienisk barriere. Så angis det indikatorverdier for hvordan ulike prosesser 

må dimensjoneres eller drives for at disse kravene til inaktivering skal kunne oppnås. 

Det heter at to eller flere behandlingstrinn kan til sammen utgjøre én eller flere hygieniske 

barrierer… men samtidig står det at behandlingstrinn som har flere prosesser forventes å 

tilfredsstille de angitte indikatorverdier for hver av prosessene. 

Problemet her er, slik vi ser det, at det ikke er knyttet noen verdi til inaktiveringsgraden til 

ulike prosesser (inaktiveringskreditt). Dette gjør det vanskelig å regne seg fram til om man 

med en bestemt behandling har tilstrekkelig god barriereeffekt eller ikke. Det ville være en 

fordel å ha en slik beregningsmåte (slik amerikanerne har det) fordi man da kunne legge 


sammen inaktiveringseffektene av de ulike behandlingstrinn for å komme fram til den totale, 

kvantifiserte hygieniske barriere som man har. 

Det kan her også være grunn til å peke på noen inkonsistenser i de verdier som er oppgitt i 

Veiledningen. Det nevnes at de enkelte prosessene har ulik barriere effekt, for eksempel at 

ozon er et kraftigere desinfeksjonsmiddel enn klor (ved like mengder og lik virketid). Likevel 

har man fortsatt en lavere Ct-verdi for klor (0,05 mg/l etter 30 min, tilsvarende en Ct på 1,5 

mg min/l) enn for ozon (0,2 mg/l etter 10 min, tilsvarende en CT på 2 mg min/l). 

Veiledningen til Drikkevannsforskriften er selvsagt svært nyttig, men vi tror at den er 

vanskelig å bruke. Vi vil derfor foreslå en prosedyre som brukere kan benyttes seg av i 

analysen av hva som er en optimal desinfeksjonsløsning i det aktuelle tilfellet. Dette forslaget 

kommer vi tilbake til i kapittel 8 og 9. 


6 Desinfeksjonspraksis i andre land sammenlignet med den i 

Norge 




utmeisles. 

Det ble derfor helt fra prosjektets start satt i gang en omfattende spørreundersøkelse som ble 

besvart av eksperter i en rekke land. I tillegg har man gjort bruk av tre andre internasjonale 

undersøkelser: 

1. En studie gjort av EU i 1997 – hovedsakelig rettet mot desinfeksjonsbiprodukter 

(Premazzi et al, 1997) 

2. En nordisk sammenstilling fra 2000 om klorering av drikkevann (Hult et al, 2000) 

3. En sammenstilling gjort av IWA Specialist group i 2001 basert på en 

spørreundersøkelse blant 21 land (Jacangelo and Trussel, 2001) 

Det vil føre for langt å presentere disse andre undersøkelsene i denne rapporten, men de ble 

benyttet som grunnlag for den spørreundersøkelsen som vi gjennomførte og erfaringene fra 

disse tidligere undersøkelsene har påvirket innholdet i denne rapporten. 

6.1 Opplegget for spørreundersøkelsen 

Følgende land ble kontaktet: Sverige, Danmark, Finland, UK, Tyskland, Sveits, USA, Canada 

(staten Ontario), Japan, Australia. I tillegg fikk vi i etterhånd data fra Litauen som 

kommenteres separat. Et sett av spørsmål ble utsendt til sentrale personer (primært 

akademikere) i de ulike land, som plukket ut spesielt kompetente personer til å svare på 

spørsmålene. Det var en svært god tilbakerapportering. Danmark mangler imidlertid, men er 

mindre interessant ettersom landet stort sett bare bruker grunnvann og desinfiserer vannet i 

liten grad. Det manglet også direkte utfylte svar på spørreundersøkelsen fra Tyskland og 

Canada men mye materiale ble oversendt noe som gjør det mulig å danne seg et bilde av 

situasjonen i disse landene også. For de øvrige landene var tilbakemeldingen tilnærmet 

fullstendig. 

Spørreundersøkelsen inneholdt: 

• 3 spørsmål om utviklingen av desinfeksjonspraksis generelt 

• 4 spørsmål om lover, forskrifter og retningslinjer 

• 2 spørsmål om indikatororganismer og patogener 

• 3 spørsmål om bruken av desinfeksjonsmetoder 

• 4 spørsmål om tilsettingspunkt og doseringsmengde 

• 3 spørsmål om desinfeksjonsrest 

• 3 spørsmål om dimensjoneringskriterier og –metoder (CT) 

• tilleggskommentarer 

Det var et betydelig datamateriale som kom inn og det er en utfordring å presentere dette på 

en oversiktig måte. Vi har funnet at den beste presentasjonsmåten er i form av tabeller. I det 

følgende skal sammendragene av svarene i undersøkelsen presenters sammen med 

kommentarer om situasjonen i Norge. For hvert hovedavsnitt presenteres først en 

sammendragstabell som gir det generelle inntrykk av dette hovedspørsmålet. Deretter 


presenteres tabeller som angir svarene for hvert delspørsmål. For hvert hovedavsnitt skal vi 

diskutere norsk desinfeksjonspraksis opp mot den som er registrert i andre land. 

6.2 Generelt om desinfeksjonspraksis. 

Spørsmålene som ble stilt under denne hovedavsnittet var: 

a) Hvilke spørsmål innen desinfeksjonspraksis er for tiden de viktigste i ditt land? 

b) Hva er de største endringene som har funnet sted innen desinfeksjonspraksis i ditt 

land i løpet av de siste 10 år og hvilke faktorer er det som har drevet fram disse 

endringene? 

c) Hvilke utviklingstrender (vedrørende desinfeksjonspraksis) er de mest typiske i ditt 

land? 

Svarene på disse spørsmålene ga det generelle inntrykk som er nedfelt i Tabell 6.1 hvor det 

også er laget en kolonne for situasjonen i Norge for sammenligningens skyld. Når det gjelder 

de enkelte lands svar på de enkelte spørsmål under denne overskriften, så kan de 

sammenfattes som vist i Tabell 6.2-Tabell 6.4. 

Tabell 6.1 

Sammendrag om desinfeksjonspraksis 

Svarene gir følgende generelle inntrykk: 

• Flere land (AUS, US, CAN) preges av endringer i 

lov er og regler som innebærer en endring i praksis 

• De f leste land peker på parasitt-problemet som 

driv ende kraft i disse endringene – noen (JP, CH) 

peker spesielt på virus 

• Mange peker imidlertid også på DBPproblematikken 

som svært v iktig f or utviklingen 

• De f leste land peker på at det skjer en reduksjon i 

bruk av klor og en økning i alternativ ene; ozon, UV, 

ClO 2 . De fleste peker også på økningen i bruken av 

membran filtrering som hygienisk barriere. 

Varierende f ra land til land mht bruk av 

kloraminering 

Sammenligning med Norge 

• Som i Norge 

• I Norge er forskriften (m/Veiledning) nok den 

viktigste driv ende kraft f or endring selv om 

parasitt-problematikken er viktig også hos oss 

• DBP-spørsmålet er lite i fokus i Norge 

sammenlignet med de andre land 

• I Norge skjer også en endring – ikke nødv endigvis 

en reduksjon i bruken av klor men i hv ordan 

bruken av klor skjer. Det skjer en økning i bruken 

av UV (og ozon) 

Tabell 6.2 Generelt om desinfeksjonspraksis – spørsmål 1 

Hva er de mest sentrale spørsmålene knyttet til desinfeksjonspraksis for tiden? 

N Konsekv ensene av formaliseringen av ”to hygieniske barrierer” i drikkevannsforskriften 

S Prinsippet om ”multiple hy gieniske barrierer”. Diskusjon om hvordan ulike metoder påv irker ulike patogener. 

Klorresistens. Klorsmak og – lukt 

Fin Om grunnv annsf orsy ningene trenger desinfeksjon og om UV er den riktige metoden f or dette formålet. 

Ov erflatevannv erk har f lere ”barrierer” 

UK Desinf eksjon er ikke spesielt høy t på agendaen – få problemer, men man er opptatt av DBP og 

Cryptosporidium. Alle v annkilder må vurderes mht risiko f or Cryptosporidium 

GER Parasitt problemet – som søkes løst v ed å forbedre vannbehandlingen forut f or en evt desinfeksjon, 

primært gjennom koag./f iltrering eller membranf iltrering 

CH Diskusjonen rundt viktigheten av v irus. Men ingen spesielle tiltak er implementert 

JP Bruken av UV – om metoden gir tilstrekkelig sikkerhet i vannf orsy ningen 

AUS Implementeringen av ”Drinking Water Quality Framework” som v il sikre at desinf eksjonen v il bli optimalisert 

og driv es effektivt 

US Utarbeidelse av ny f orskrift (Long term (2) Enhanced Surface Water Treatment Rule) som vil styrke 

barrierene mot Cryptosporidium og opprettholde DBP-krav 

CAN Implementeringen av ”Procedure for disinf ection of drinking water in Ontario” 

(Ont.) 

LIT Alle by er desinf iserer drikkevannet med klor (klorgass eller hypokloritt). I Sovjettiden ble all desinf eksjon 

utf ørt ved hjelp av klorgass. Nå skjer det en storstilt omlegging til bruk av hypokloritt 


Tabell 6.3 

Generelt om desinfeksjonspraksis – Spørsmål b 

Hvilke er de mest markerte endringer i desinfeksjonspraksis og hva driver disse endringene? 

N To hy gieniske barrierer skal implementeres. Sterk økning i bruk av UV. Økning i interesse for bruk av ozon. 

Endringene drev et av ny f orskrift m/v eiledning og sterk markedsf øring (UV) 

S Tiltak f or å minske DBP. Økning i bruk av UV for grunnvannsanlegg. Overgang fra klorgass til hypoklorittløsning. 

Bruk av f orblandet kloramin øker. 

Fin Økt bruk av UV for grunnvannsforsyninger. Klor aksepteres ikke pga lukt/smak. 

FIWA ga ut en v eiledning om UV-desinf eksjon i 2003 

UK Behov et for Cry pto-f jerning har medf ørt en markert økning i bruk av membranfiltrering som fysisk barriere – 

krav : < 1 oocyst/10l 

GER I løpet av de siste ti år har den største endringen kommet som en f ølge av de meget strenge krav til THM 

(

En annen forskjell er den dominerende bruk av UV-desinfeksjon i Norge. Flere land har en 

utstrakt bruk av UV, men ingen i så stor utstrekning som i Norge. I enkelte land (for eksempel 

Japan) er man fortsatt skeptisk til bruk av UV, mens man i de fleste land øker bruken av UV 

for å møte frykten for parasittepidemier. 

Norge er også det eneste land blant de som deltar i undersøkelsen som ikke har godkjent 

klordioksid som desinfeksjonsmiddel. Heller ikke kloramin er i særlig bruk i Norge. I flere 

land øker bruken av klordioksid og i noen grad kloramin som en følge av ønsket om å 

redusere DBP-dannelsen. 

Norge skiller seg også ut med en langt mer utstrakt bruk av nanofiltrering enn de fleste andre 

land. 

6.3 Om lover, forskrifter og standarder 

Spørsmålene som ble stilt under denne overskriften var: 

a) Hvordan blir desinfeksjon vanligvis definert i ditt land? Blir fysisk fjerning av 

mikroorgansimer, for eksempel ved membranfiltrering, ansett for å å være 

desinfeksjon? 

b) Hva er de viktigste forordningene (lover og forskrifter) som regulerer 

desinfeksjonspraksis i ditt land? 

c) Hvilken av vannkvalitetsstandardene finner vannverkene det vanskeligst å overholde? 

d) Finnes det standarder for desinfeksjonsbiprodukter i ditt land? I så fall hvilke og hva 

er standarden? 

Svarene på disse spørsmålene ga det generelle inntrykk som er nedfelt i Tabell 6.5. Når det 

gjelder de enkelte lands svar på de enkelte spørsmål under denne overskriften, så kan de 

sammenfattes som vist i Tabell 6.6- Tabell 6.9. 

Tabell 6.5 

Generelt om lover, forskrifter og standarder 


• EU-direktivet sty rer Europa men de f leste 

landene har egne lover. Mange har relativt 

”runde” bestemmelser. USA’s arbeid mot sv ært 

detaljerte regler kan bli viktig. 

• Noen land har absolutte krav til at vannet skal 

desinfiseres (US,CAN,JP) 

• USA legger vekt på utvikling av prosedyrer for 

ov ervåkning og kontroll. Canada har laget egen 

”Procedure f or disinfection” 

• Varierende hv a som oppf attes som de 

vanskeligste krav å tilfredstille 

• Alle land har krav til DBP, men krav ene v arierer 

my e (også innenfor EU) også mht hv ilket stoff 

man har krav til 

- TTHM (µg/l) : 10 (GER) - 250 (AUS) 

- BrO 3 - (µg/l) : 5 (USA) - 25 (GER) 

- HAAC (USA, JP, Aus) 

- Kloritt (USA, GER) 

- Andre (AUS) 


• Som i Norge – Drikkevannsforskriften er meget 

streng, men også ganske uklar. Ingen andre 

land har satt et krav om et bestemt antall 

hy gieniske barrierer 

• Norge har også et slikt krav 

• I Norge gir Veiledningen liten instruksjon for 

hv ordan man skal gå f ram for å f inne optimal 

desinf eksjon 

• I Norge oppf attes nok i dag krav et til to hygieniske 

barrierer som det v anskeligste å oppfylle 

• I Norge: 

- TTHM (µg/l) : 50 

- BrO 3 - (µg/l) : 5 

- Ingen andre DBP i Norge 

• Norge har det strengeste bromat-kravet i verden 


Tabell 6.6 

Om lover og forskrifter – Spørsmål a 

Hvordan defineres desinfeksjon? Blir fysiske prosesser som membranfiltrering oppfattet som en 

desinfeksjonsprosess? 

N 3 log inaktiv ering av v irus, 2 log inaktiv ering av parasitter (protozoer). Membranf iltrering akseptert som 

hy gienisk barriere for poreåpninger < 10 nm 

S Ingen spesif ikk def inisjon. Noen metoder er akseptert som barrierer (for eksempel kjemisk rensing, 

langsomsandfiltrering, primærdesinfeksjon, membranf iltraring med absolutt poreåpning < 100 nm) 

Fin Det finnes ingen spesiell f insk standard for drikkevann utov er EU-direktivet f or drikkev ann (DWD) og 

dermed heller ingen spesiell definisjon 

UK Ingen f ormell definisjon. Drikkev ann skal være ”free of any pathogenic organism” med standarder f or 

E.coli, koliforme bakterier og Cryptosporidium 

GER Desinf eksjon def inert som bruk av kjemiske eller fysiske metoder (membran-filtr.) for å hindre patogener i 

drikkev ann. Desinfeksjon er ikke obligatorisk og mange v annverk desinfiserer ikke. 

CH Ingen spesif ikk def inisjon. Det behandlede v annet må møte krav ene mht kimtall, E.coli og Enterokokker. 

UF-membraner anses som verdif ull desinfeksjonsmetode 

JP Ingen spesif ikk def inisjon. Klor må tilsettes. E.coli må ikke detekteres. Membranf iltrering brukes som 

fysisk barriere mot Cryptosporidium 

AUS Ingen deteksjon av E-Coli eller termotolerante coli. Opp til 10 coli/100 ml aksepteres nå f ra tid til annen 

(tidligere: 0 coli i >95 % av prøv er) 

US 4 log inaktiv ering av v irus og 3 log inaktiv ering av Giardia (snart også Cryptosporidium) knyttet til CTberegninger. 

Membranf iltrering aksepteres å gi en viss log-reduksjon i barriere-beregningen 

CAN Ov erflatevann: 2 log Cryptosporidium inaktiv ering, 3 log Giardia inaktiv ering og 4 log virus inaktiv ering 

(Ont.) hv orav minst 0,5 log Giardia og 4 log v irus i desinfeksjonssteget 

LIT Fysiske prosesser som filtrering ansees ikke som desinfeksjon 

Tabell 6.7 

Om lover og forskrifter – Spørsmål b 

Hva er den viktigste lovforordning for desinfeksjonspraksisen? 

N Drikkev annsforskriften (Sosial og helsedepartmentet, 2001) som er basert på EU’s Drikkev annsdirektiv 

(98/83/EF) 

S Drikkev annsforskriften (Livsmedelsverket, SLVFS 2001:30) som er basert på EU’s Drikkev annsdirektiv 

(98/83/EF) – i tillegg en veiledning som brukes i praksis omlag som en f orskrift 

Fin Det europeiske drikkev annsdirektiv et (98/83/EF) (DWD). 

UK ”Water Quality Regulation” (2001) basert på EU’d Drikkevannsdirektiv pluss standard for Cryptosporidium: 

< 1 oocyst/10l 

GER Regulert gjennom German Drinking Water Act (f orskrift sist regulert 2001). Det finner en rekke forskrifter og 

retningslinjer, bl.a. for de ulike metodene 

CH Den sveitsiske hygiene forskriften (Swiss ordonance for hygiene) 

JP Vannv erksloven. Veiledning for barriere mot Cryptosporidium Prov isional Guideline for Protection of 

Waterworks f rom Cryptosporidium) 

AUS Ingen f orskrift/lov. Drinking water quality guidelines som tilnærmet alle v annverk tilfredstiller. Hver stat 

setter egne standarder. 

US ”The Surf ace Water Treatment Rule (1989) og snart (2005/2006) ”The Long-term(2) Enhanced Surface 

Water Treatment Rule” 

CAN ”Saf e Drinking Water Act” med retningslinjer : ”Procedure f or disinfection of drinking water in Ontario” 

(Ont.) 

LIT Hy giene veiledningen HN: 2003 (Rule on drinking water safety and quality) basert på EU’s 

Drikkev annsdirektiv (98/83/EF) 


Tabell 6.8 

Om lover og forskrifter – Spørsmål c 

Hvilken av kravene i lovforordningen finner vannverkene det vanskeligst å overholde? 

N Krav et til ”to hygieniske barrierer”. Ingen deteksjon av C. perfringens, E. Coli, Intestinale enterokokker og 

kolif orme bakterier i den påbudte kontroll 

S Mange grunnv annsv erk tilf redstiller ikke kravet til hygienisk barriere. Endring i analytisk metode (2 til 3 

døgn) f or kimtall har f ørt til økte verdier 

Fin Ingen store problemer med standardene i drikkevannsdirektivet. 99,9 % av alle innleverte prøv er tilf redstilte 

hhv E.coli og 98,9 Enterococci i rapporteringen som krev es av Drikkev annsdirektiv et 

UK Kravet til Cryptosporidium: < 1 oocyst (levende eller døde) i 10 l vann 

GER Vanskelig å svare, men sannsy nligvis er THM-kravet på 10 µg/l v anskeligst, noe som har f ørt til at bruken 

av klor har blitt svært redusert og at DOC-f jerningen har blitt svært omfattende 

CH Ingen svar 

JP Fritt klor > 0.1 mg/l eller kombinert klor > 0,4 mg/l. Ikke egentlig vanskelig å oppnå, men v annverkene 

prøv er å ligge tett på f or å redusere lukt/smak 

AUS Tidligere: krav et om 0 coli i >95 % av prøv er. Dette kravet har nå f alt bort. Noen v annverk har problemer 

med DBP-krav ene 

US Kravene som stilles for å kontrollere parasitter samt DBP 

CAN Ukjent 

LIT Ukjent 

Tabell 6.9 

Om lover og forskrifter – Spørsmål d 

Er det krav til DBP? I så fall hvilke og til hvilket nivå? 

N 

S 

Fin 

UK 

GER 

CH 

JP 

AUS 

US 

CAN 

LIT 

Totale trihalometaner, TTHM : 50 µg/l. Bromat, BrO3- : 5 µg/l 




Totale trihalometaner, THM (4): 10 µg/l. Bromat, BrO3- : 25 µg/l, Kloritt, ClO2-: 200 mg/l 

Totale trihalometaner, TTHM : 20 µg/l (beregnet som Cl). Bromat, BrO3- : 10 µg/l 

Totale trihalometaner, TTHM : 100 µg/l, Kloroform : 60 µg/l 

HAAC (3 f orbindelser) : 20 µg/l (monoklor-AC), 40 µg/l (diklor-AC), 200 µg/l (triklor-AC), 

Bromat, BrO3- : 10 µg/l 

Totale trihalometaner, TTHM : 250 µg/l 

HAAC (3 f orbindelser) : 150 µg/l (monoklor-AC), 100 µg/l (diklor-AC), 100 µg/l (triklor-AC) 

Bromat, BrO3- : 10 µg/l, Kloral hy drat: 20 µg/l, Cyanogen klorid: 80 µg/l 

Totale trihalometaner, TTHM : 80 µg/l, HAAC (5 forbindelser) : 60 µg/l 

Bromat, BrO3- : 10 µg/l, Kloritt, ClO2- : 1,0 mg/l 

Ukjent 


6.3.1 Sammenligning av lover, forskrifter og standarder i Norge med den i andre land 

Vi har allerede nevnt over det faktum at Norge er det eneste landet som har nedfelt kravet om 

2 hygieniske barrierer i selve lovteksten. 

Noen land (USA, Canada og Japan) har, som Norge, et krav til at alt vann skal være 

desinfisert, mens noen land (for eksempel Tyskland) har en praksis (utstrakt fjerning av DOC 

og økt bruk av grunnvann) som inspirerer til å unngå tilsetting av desinfeksjonsmiddel i størst 

mulig grad. 

Noen land (USA og Canada er de fremste eksponenter) har et meget rigorøst regelverk knyttet 

til det å sikre hygieniske barrierer i drikkevannsforsyningen. I USA og Canada setter de ikke 

bestemte krav til det behandlede vannets innhold av ulike organismer. De setter detaljerte 

krav til hvordan behandlingen skal være, for at barrieren skal være god nok. Dette er en mer 

proaktiv holdning til spørsmålet. 


Den norske veiledningen til drikkevannsforskriften er langt mindre presis og brukbar for de 

som skal planlegge, bygge, drive og forvalte vannverk, enn de regler som gjelder i enkelte 

andre land (USA, Tyskland, Canada). Mange andre land har også et ganske omfattende 

regelverk som imidlertid i liten grad er samlet. 

Det er interessant å bemerke at alle EU-landene følger EU-direktivet, men de har alle 

særskilte forordninger i sine land. Disse kan til dels være ganske annerledes enn teksten i 

direktivet. Det gjør at desinfeksjonspraksis i de ulike EU-landene er ganske forskjellig. 

6.4 Om indikatororganismer og patogener 


a) Hvilke mikroorganismer benyttes som indikator-organismer? 

b) Rangér fra 1 til 4 de mikroorganismer som skaper de største bekymringer. Forandrer 

desinfeksjonspraksis seg for å adressere disse? 




Tabell 6.10 Generelt om indikatororganismer og patogener 


Indikatororganismer 

• De f leste land benytter : 

- E.coli, 

- Kolif orme bakterier 

- Enterokokker 

som indikasjon på fekal f orurensning 

• Noen land (S,Fin,UK) bruker C. perfringens 

• USA bruker ikke indikatorer. Krav knyttes til 

desinf eksjonsmetoden (CT-prinsippet) 

Patogener 

• De mest bekymringsf ulle patogener er: 

1. Crypto/Giardia 

2. Norovirus 

3. Campy lobacter 

4. Legionella 


Indikatororganismer 

• Som i Norge: 

- E.coli, 

- Kolif orme bakterier 

- Intestinale enterokokker 

som indikasjon på fekal f orurensning 

• Norge bruker nå C. perfringens 

Patogener 

• De mest bekymringsf ulle patogener er: 

1. Norovirus 

2. Campy lobacter 

3. Crypto/Giardia 

4. Legionella 


Tabell 6.11 Om indikatororganismer og patogener – Spørsmål a 

Hvilke mikroorganismer benyttes som indikatororganismer? 

N E.coli og koliforme: indikator f or patogener f ra f ersk, fekal f orurensning 

Intestinale enterokokker: indikator på fekalpatogener med lang ov erlevelsestid 

C. perfringens: indicator f or parasittsporer 

S E.coli, koliforme og Intestinale enterokokker : indikator f or av løpsforurensning 

C. perfringens: analyseres som sporer og aktive bakterier 

Det forskes på bruk av mikroalger som indikator f or Cryptosporidium 

Fin C. perfringens, E.coli og total koliforme, Intestinale enterokokker 

UK E.coli og koliforme og kimtall (22oC og 37oC) brukes som indikatorer. C. perfringens brukes i spesielle 

tilf eller i jakten på parasitter 

Cryptosporidium oocy ster analyseres det på i alle v annkilder som anses utsatte 

GER E.coli, koliforme og fekale streptokokker (0/100 ml). Kimtall (22oC og 36oC)

Norge har tatt i bruk C. perfringens noe som ikke er alment innført i alle andre land. Det var 

bare Sverige, Finland og England som rapporterte at denne mikroorgansimen ble benyttet. 

Ettersom sporedannendene bakterier som C. perfringens har høy resistens overfor 

desinfeksjonsmidler, brukes den i Norge som en indikator på resistente patogener f.eks. 

parasitter. C. perfringens er en sporedannende bakterie som forekommer regelmessig i 

avføring, men i mye lavere antall enn E. coli. Sporer av denne bakterien kan imidlertid 

overleve i mange år ute i naturen og relevansen som indikator på fekal forurensing er derfor 

uklar. 

På samme måte som parasitter har bakterier blitt foreslått benyttet som indikator på hvor 

desinfeksjonseffektivitet overfor parasitter, men dette er også svært kontroversielt ettersom jo 

det ikke sier noe som helst om den faktiske forekomsten av parasitter. Det er grunn til å hevde 

at en bedre strategi her vil være å sørge for, gjennom bruk av Ct prinsippet at forutsetningene 

for inaktivering av parasitter faktisk er til stede. 

På grunn av at Norge har tatt C. perfringens i bruk som indikator både i råvann og i behandlet 

vann, har vi i den foreslåtte prosedyre for å sikre tilstrekkelig hygienisk barriere (se kapittel 8) 

tatt med C. perfringens som et indikatorelement for mulighet for forekomst av parasitter i 

råvannskilden. Men også dette er kontroversielt ettersom sporene av bakterien kan overleve 

svært lenge i naturen slik at det ikke nødvendigvis er noen god sammenheng mellom 

innholdet av C. perfringens og parasitter i vannet. 

Disse forhold fører til at nytteverdien av bruk av C. perfringens som indikator er omstridt og 

har ført til igangsetting av et arbeid i EU der en vurderer å trekke tilbake denne 

analyseparameteren i drikkevannssammenheng. 

De mest bekymringsfulle patogener 

Også når det gjelder dette punktet var det liten forskjell mellom Norge og de andre land. 

Spørsmålene ble stilt før Giardia-epidemien i Bergen og Folkehelseinstituttet mente da at 

Norovirus representerte den største bekymringen i Norge (slik også Finland svarte) mens 

mange andre land hadde størst bekymring overfor parasittene. Ellers var det de samme 

mikroorganismene som stort sett fantes blant de som ble ansett som mest bekymringsfulle i 

alle land. 

Det kom fram at det er økende bekymring overfor virus i flere land blant annet fordi forskning 

har vist indikasjoner på at desinfeksjonseffektiviteten med flere metoder (bl.a. UV) er mindre 

enn tidligere antatt. 

6.5 Om bruk av desinfeksjonsmetoder 


a) Rangér de 5 mest brukte desinfeksjonsmetodene 

b) Forventes nye, innovative metoder å bli tatt i bruk til desinfeksjon? 

c) Hvilken FoU drives for tiden mht desinfeksjonsmetoder? 



sammenfattes som vist i Tabell 6.14 - Tabell 6.16. 


Tabell 6.13 Generelt om desinfeksjonsmetoder 


• De v anligste desinfeksjonsmetodene 

o Klorering 

o UV (primært små anl) 

o Ozonering 

o Klordioksy d 

o Kloraminering (ikke tillatt i GER) 

• UV og ozon forv entes å øke sine andeler 

• Ozon mest brukt som oksidasjons middel – 

sjelden til slutt 

• Andre metoder (AOT) lite f okusert 

• Noen land (GER, CH) ønsker å minimere 

behov et for/bruken av desinf eksjon 

• FoU – ikke spesielt stor, men rettes spesielt 

mot UV, ozon og membran 


• De v anligste desinfeksjonsmetodene 

o Klorering 

o UV (størst mht antall anlegg) 

o Ozonering lite brukt 

o Klordioksyd ikke tillatt 

o Kloraminering lite brukt 



• Ozon lite brukt 

• AOT ikke i bruk 

• Norge har krav til at desinfeksjon skal inngå 

• Sv ært lite FoU om desinfeksjon i Norge 

Tabell 6.14 Om desinfeksjonsmetoder – spørsmål a 

Rangér de fem mest brukte desinfeksjonsmetodene? 

N 1. Klorering (størst mht pe), 2. UV (størst mht ant. anl.), 3. Membran(nano)filtrering, 4. Ozonering, 5. Andre- 

Kloramin sjelden brukt, klordioksyd ikke tillatt 

S 1. Klorering, 2. Klordioksy d, 3. UV 

Fin 1. Klorering (størst mht pe), 2. UV (størst mht ant. anl.), 3. Ozonering, 4. Membran(nano)f iltrering, 5. Ingen 

andre 

UK 1. Klorering, 2. UV 

GER 1. Hypokloritt, 2. Klorgass, 3. Klordioksyd, 4. UV (Kloraminering ikke tillatt) 

CH 1. UV, 2. Klorering, 3. Ozonering, 4. Klordioksy d, 5. Membran(nano)filtering 

JP 1. Klorering (alle), 2. Ozonering (ved store anlegg), 3. Membranf iltrering (ved små anlegg) 

AUS 1. Klorering, 2. Kloraminering, 3. Ozonering, 4. UV , 5. Klordioksy d 

US 1. Klorering, 2. Kloraminering, 3. Ozonering, 4. Klordioksy d, 5. Membraner 

CAN Ukjent 

(Ont.) 

LIT 1. Hypokloritt, 2. Klorgass 

Tabell 6.15 Om desinfeksjonsmetoder – spørsmål b 

Forventes nye, innovative metoder å bli tatt i bruk for desinfeksjon? 

N UV og nanofiltrering er allerede mye brukt – og f orventes å øke ytterligere. Ozonering er økende. Avanserte 

oksidasjonsprosesser (AOP) ikke brukt ennå 

S UV f orventes å øke og sannsy nligvis også membranf iltrering 

Fin UV er allerede mye brukt. Membranfiltrering f oreløpig lite brukt. 

Av anserte oksidasjonsprosesser (AOP) foreløpig ikke benyttet 

UK Bruk av UV er økende men f oreløpig benyttes alltid klorering i tillegg til UV for å oppnå rest på nettet 

GER Økende bruk av klordioksid og UV. Ozon brukes både som oksidasjonsmetode og desinf eksjonsmetode 

men normalt ikke som siste steg (brukes normalt med etterf ølgende filtrering. Kun v ed svært lav e DOC kan 

ozon tillates som siste steg 

CH UV svært v anlig, Ozonering brukt i mange ti-år 

JP Bruk av UV er under sterk debatt. Japanerne har funnet at UV ikke alltid er effektiv ov erfor protozoer 

AUS Bruk av UV er økende. 

AOT : Det forskes på bruk av Fentons reagent for oksydasjons-f ormål, men ikke for desinf eksjon 

US Forv entet økt buk av UV og membraner (den siste øker allerede). Den nye forskriften (rettet mot 

Cryptosporidium) v il her være drivende kraft 

CAN Ukjent 

(Ont.) 

LIT Ozon og UV er ikke tatt i bruk 


Tabell 6.16 Om desinfeksjonsmetoder – spørsmål c 

Hvilken FoU drives for tiden mht desinfeksjonsmetoder? 

N Liten FoU-innsats men noe FoU rettet mot virus-fjerning ved UV, Ozonering og membranfiltrering 

S Studier knyttet til innf lytelse av råvannskv alitet og driftsf orstyrrelser på desinf eksjon samt studier av 

endringer på nettet v ed ulike desinfeksjonsmetoder 

Fin FoU rettet mot desinfeksjon i små vannv erk 

UK Generelt liten FoU-innsats rettet mot desinf eksjon, men noe FoU rettet mot Crypto-fjerning ved UV – som 

en del av internasjonale FoU-program 

GER Hov edsakelig FoU knyttet til UV, ozonering og membranf iltrering 

CH Hov edsakelig FoU knyttet til UV, ozonering og membranf iltrering 

JP Hov edsakelig FoU knyttet til UV, ozonering og membranf iltrering 

AUS FoU rettet mot effekt av ulike metoder spesielt ov erfor Cryptosporidium. Dannelse av NDMA i 

kloramineringssystemer er også et v iktig FoU-punkt 

US Det forskes på alle metoder, men f okus i det siste har spesielt v ært rettet mot UV og membraner 

CAN Ukjent 

(Ont.) 

LIT Det foregår forskning vedrørende NaOCl, Cl 2 og O 3 

6.5.1 Sammenligning mellom Norge og andre land mht bruk av ulike 

desinfeksjonsmetoder 

På dette punktet skiller Norge seg ut ved at det er to helt dominerende desinfeksjonsmetoder i 

landet (klorering og UV) mens man i de fleste land har en noe større variasjon i bruk av 

metoder. Norge skiller seg også ut blant de land som her var med, ved at Norge ikke har 

godkjent bruk av klordioksyd. Klorering er den dominerende metode i alle land. I de fleste 

land er bruk av UV økende og i Sveits er metoden, som i Norge, dominerende hva angår 

antall anlegg. Ozonering, som er lite brukt i Norge og Sverige, er mye brukt i de fleste andre 

land, ikke kun for desinfeksjon men som en kombinert oksidasjons- og desinfeksjonsmetode. 

Kloraminering brukes primært i USA og Australia, mens denne metoden ikke er tillatt i 

Tyskland. 

I alle land hevdes det at bruken av UV forventes å øke som en følge av bekymringen for 

parasitter. Japan er kanskje det land som er mest skeptisk til bruk av UV, spesielt pga 

bekymringen for metodens evne til å inaktivere virus. Noen land (for eksempel England) ser 

på UV kun som et tillegg til klorering primært rettet mot parasitter. I alle land forventes en 

øket bruk av membraner som et element i en strategi retter mot multiple hygieniske barrierer. 

Det var forbausende at nesten alle land hevdet at det var en relativt liten FoU-aktivitet rettet 

mot desinfeksjon generelt. Den som pågikk var i hovedsak rettet mot UV, membranfiltrering 

og ozon, med tanke på parasittinaktivering. Det foregår også interessant forskning knyttet til 

avanserte oksidasjonsprosesser (AOP) som imidlertid er mer oksidasjonsrettet enn 

desinfeksjonsrettet. 

6.6 Om tilsettingspunkt og doseringsmengde 


a) Hva er de vanligste doseringspunktene i vannbehandlingsanlegget? Har 

tilsettingspunktene endret seg de siste ti år? 

b) Hva er vanlige doseringer i primærdesinfeksjonen? 

c) Hva er typiske kontakttider i primærdesinfeksjonen? 

d) Hvilke rolle spiller desinfeksjonssteget i en flerstegs vannbehandlingsprosess? 





Tabell 6.17 Generelt inntrykk om tilsettingspunkt og doseringsmengde 


• Klor tilsettes vanligvis som siste 

behandlingssteg (påbudt i GER) 

• Enkelte land (USA, AUS, JP) tillater 

f orklorering 

• Ozon og ClO 2 tilsettes i prosessen – også for 

foroksidasjon (CH) 

• Vanlige doseringsmengder 

- Klor (mg/l) : 0,1 (GER) – 16 (USA) 

- Ozon (mg/l): 1 (CH) – 10 (GER) 

- ClO 2 (mg/l): 0,05 (GER) – 3 (USA) 

- UV (mWs/cm 2 ); 25 (Fin) – 40 (CH) 

• Kontakttider 

- Klor: 30–60 min 

- Ozon: 2 – 20 min 

- UV: Ukjent f or de fleste 

• Desinf eksjonssteget i flerstegsprosess: 

- Ozon/ClO 2 brukes inne i prosessen 

- Klor/ClO 2 ikke tillatt inne i prosessen (GER) 


• I Norge brukes klor normalt som siste 

behandlingssteg bortsett fra i de tilf ellene der 

pH korreksjon pga korrosjonskontroll finner 

sted etter kloreringen 

• Ikke brukt i Norge så v idt oss bekjent 

• Ozon tilsettes i Norge både som forozonering 

og etterozonering 

• Vanlige doseringsmengder i Norge 

- Klor (mg/l) : 0,2 – 0,6 

- Ozon (mg/l): 3-5 (1 gO 3 /gTOC) 

- ClO 2 (mg/l): ikke tillatt 

- UV (mWs/cm 2 ); 30 – 40 

• Ty piske kontakttider i Norge 

- Klor: 30 min 

- Ozon: 10 

- UV: Ukjent 

• Ikke brukt my e i Norge bortsett f ra v ed 

ozonering/biof iltrering hvor ozon nærmest er 

f orbehandling 

Tabell 6.18 Om tilsettingspunkt og doseringsmengder – spørsmål a 

Hva er de vanligste doseringspunktene i vannbehandlings-anlegget? Har tilsettingspunktene endret seg de 

siste 10 år? 

N Vanligv is som siste behandlingssteg. Når pH korrigeres f or korrosjonskontroll, skjer imidlertid dette v anligvis 

etter kloreringen. Enkelte anleggstyper (for eksempel Moldeprosessen) umuliggjør dette. Ingen endring de 

siste 10 år 

S Vanligv is som siste behandlingssteg. Når kalk tilsettes, tilsettes kalken som oftest etter kloreringen. Ingen 

endring de siste 10 år 

Fin Alltid som siste behandlingssteg etter NOM-f jerning. I noen tilfeller tilsettes ClO2 midt i prosessen for å 

oksidere mangan. Forklorering ble avsluttet ca 1980 

UK Vanligv is som siste behandlingssteg. Når kalk tilsettes, tilsettes kalken som oftest etter kloreringen. Ved 

manganf jerning i f iltre, doseres klor ofte f ør filteret. Endring: Redusert bruk av f orklorering 

GER Klor og klordioksid tilsettes kun til slutt i totalprosessen i motsetning til ozon som oftest brukes også som 

oksidasjonsmiddel og som sjelden brukes til slutt 

CH Ozon brukes (overf latev ann) både som f orozonering og intermediær ozonering. 

Sluttdesinfeksjon for nettet brukes ikke. Mange v annverk desinfiserer ikke. 

JP Vanligv is som siste behandlingssteg, men når algev ekst forv entes, tilsettes klor eller klordioksyd som 

f orbehandling. Ingen endring siste 10 år 

AUS Vanligv is som siste behandlingssteg. Forklorering praktiseres også for å kontrollere algevekst i anlegget. 

Ingen endring siste 10 år 

US Tilsetting av desinf eksjonsmiddelet brukes både som f orbehandling, som intermediær prosess og som 

sluttprosess 

CAN Det skilles klart mellom ”primærdesinfeksjon” og ”sekundærdesinfeksjon”. Forskrift regulerer om både 

(Ont.) primær- og sekundærdesinf eksjon kreves (normalt) 

LIT Kloreringen beny ttes bare som sluttdesinf eksjon. Det har ikke v ært noen endring i dette i det siste 


Tabell 6.19 Om tilsettingspunkt og doseringsmengder – spørsmål b 

Hva er de vanlige doseringer i primærdesinfeksjonen? 

N Klor : 0,2 – 0,5 mg/l 

Ozon : 3-5 mg/l (brukt for NOM-f jerning i ozonerings/biofiltreringsanlegg) 

UV: 30.000 µWs/cm 2 

S Klor : 0.3 – 0,6 mg/l (maks 1,0 mg/l tillatt) 

ClO 2 : Maks NaOCl for produksjon av ClO 2 :0,7 mg/l 

UV : 30.000 µWs/cm 2 

Fin Klor : 0.2 – 1,0 mg/l, Ozon : 1-2 mg/l 

UV : 25.000 - 40.000 µWs/cm 2 

UK Klor : 0.5–1,5 mg/l (av og til ”superklorering”, 2-3 mg/l, for å f jerne ammonium) 

UV : 25.000 µWs/cm 2 , Ozon :lite brukt 

GER Klor : 0,1 (min) -1,2 (maks) mg Cl 2 /l, Klordioksyd: 0,05 (min) – 0,4 (maks) mg/l 

Ozon : 10 mg/l (maks) 

UV : 40.000µWs/cm 2 

CH Klor : 0.1 – 0,2 mg/l , 

Ozon :1 – 2 mg/l 

UV : 40.000 µWs/cm 2 

JP Klor : Fritt klor > 0.1 mg/l eller kombinert klor > 0,4 mg/l 

AUS Klor : 0.5 – 10 mg/l , Kloramin : 0,5 – 5 mg Cl 2 /l, ClO 2 : 0,5 – 2 mg ClO 2 /l 

Ozon : Restozon på 0,3 mg/l når brukt i O 3 /GAC anlegg 

UV : 40.000 µWs/cm 2 

US Klor : 1-16 mg Cl 2 /l, 0,5-5 mg Ca(OCl) 2 /l, 0,5-2 mg NaOCl/l 

Klordioksy d : 0,2 – 3 mg/l, Kloramin: 1-3 mg/l 

Ozon : 0,5-5 mg/l 

CAN Ukjent 

(Ont.) 

LIT Klor : 0,7 – 1,0 mg Cl 2 /l 

Tabell 6.20 Om tilsettingspunkt og doseringsmengder – spørsmål c 

Hva er de typiske kontakttider i primærdesinfeksjonen? 

N 

S 

Fin 

UK 

GER 

CH 

JP 

AUS 

US 

CAN 

(Ont.) 

LIT 

Klor : 30 min, Ozon : 10 min, UV : Ukjent 

Klor : Vanligvis lang i ledningsnettet (> 30 min), UV : Ukjent 

Klor : Ukjent, Ozon : 20 min, UV : Ukjent 

Klor : 30-60 min, Ozon : lite brukt, UV : Ukjent 

Klor : Normalt ca 30 min til første for bruker (ikke krav), Ozon og UV : Ukjent 

Klor : Bare i ledningsnettet (> 60 min), Ozon : 10 - 30 min, UV : Ukjent 

Klor: Minst 12 timer v ed ca 1,0 mg Cl 2 /l ved høy debasseng (at distribution pond) 

Klor : 30 min, Kloramin : >30 min i anlegget og 1-2 timer f ør f ørste f orbruker 

Ozon : 10 min , UV : Ukjent 

Klor : fra et par minutter til flere timer. Kloramin: 20 min – 12 timer 

Ozon : 2 – 20 min, UV : fra sekunder til 1-2 minutter 

Praksis by gger på Ct-prinsippet 

Klor : 30 min 


Tabell 6.21 Om tilsettingspunkt og doseringsmengder – spørsmål d 

Hvilken rolle spiller desinfeksjonssteget i en flerstegs vannbehandlingsprosess? 

N Normalt ingen – bortsett fra i ozonerings/biofiltreringsanlegg hvor ozon brukes som oksidasjonsmiddel for 

bleking av NOM samt oksidasjon Fe, Mn etc 

S Normalt ingen, men ozon og ClO 2 brukes f or lukt og smaksreduksjon. O3 kombineres med aktivt kull for å 

f jerne biodegradérbare produkter av ozonering. 

Fin Ozon brukes for å f jerne lukt og smak, redusere DBP-potensial, redusere nødv endig UV-dose (reduserer 

UV-absorbans). ClO 2 brukes f or mangan f jerning 

UK Normalt ingen bortsett f ra når klor brukes i manganf jerningen. Ozon brukes ikke som desinfeksjonssteg 

men kan brukes for oksidasjonf ormål 

GER Klor og klordioksid kan ikke brukes (som oksidasjonsprosess) inne i totalprosessen (kun til slutt) i 

motsetning til ozon (som sjelden brukes til slutt) 

CH Sv ært viktig. En undersøkelse v iste at 90 % av v annverkene som bruker ozon, gjør dette for 

desinf eksjonsformål 

JP Ozonering er v anligv is installert som oksidasjonsprosess (f or lukt og smak-reduksjon), men vurderes i dag 

som en av desinfeksjonsprosessene 

AUS Desinf eksjonsprosessene brukes aktivt som oksydasjonsmidler i hele prosessen. Forklorering benyttes mot 

algev ekst. Ozonering/GAC brukes mot algetoksiner 

US Intet svar – f orsto ikke spørsmålet, men det er klart at klor og klordioksid brukes på flere steder i anlegget i 

USA. Det samme gjelder ozon. 

CAN Man f år log-kreditt f or ulike behandlingsprosesser i prosess-toget 

(Ont.) 

LIT Ikke besvart 

6.6.1 Sammenligning mellom Norge og andre land når det gjelder tilsettingspunkt og 

doseringsmengde 

6.6.1.1 Tilsettingspunkt 

Som ventet tilsettes klor vanligvis som siste behandlingssteg. Dette er til og med påbudt i 

Tyskland. Dersom man må foreta en pH-korreksjon pga korrosjonskontroll bør imidlertid 

klortilsettingen skje før pH-økningen for å oppnå best desinfeksjonseffekt. Dette er nok et 

viktigere punkt i Skandinavia hvor vi ofte har råvann med lav alkalitet som krever 

korrosjonskontroll. I enkelte anleggstyper, for eksempel i Moldeprosessen er det umulig å 

foreta klorering før etter at pH er øket. Dette vil medføre at denne metoden krever høyere 

klordoser. 

Der er få land (USA, Australia, Japan) som nå benytter forklorering. Slik praksis har vi aldri 

hatt i Norge og det er det heller ingen grunn til. 

Når ozon og klordioksid benyttes, tilsettes disse ofte i selve behandlingsprosessen for å oppnå 

oksidasjon. Dette kan i og for seg være første behandlingstrinn, slik det jo nå er tilfellet i de 

anlegg for ozonering/biofiltrering som er bygget her i landet. Ettersom ozon/klordioksid ikke 

danner trihalometaner ved reaksjon med humus, representerer det ikke et tilsvarende problem 

som man har ved forklorering. 

6.6.1.2 Doseringsmengder 

Grovt sagt så brukes det mindre klor i Norge enn i de fleste andre land, til dels som en følge å 

at mange vannverk har et lavt klorforbruk. Det finnes, så vidt kjent, imidlertid ingen statistikk 

over klorforbruket ved norsk vannverk. Med tanke på at et er en rekke vannverk som har høyt 

innhold av humus i råvannet og en beskjeden behandling, er det grunn til å tro at mange 

anlegg doserer mindre enn det som skal til for å opprettholde en klorrest på 0,05 mg Cl 2 /l etter 

30 min kontakttid. 


De anlegg som bruker ozon i Norge, doserer mye (typisk 1 gO 3/ g TOC), relativt sett, ettersom 

ozonet benyttes som oksidasjonsmiddel for å fjerne farge. Dette sikrer en svært god hygienisk 

barriere, helt sikkert tilstrekkelig mht bakterier, virus og Giardia. Dimensjoneringen mht Ct 

vil være avgjørende for om dosen er tilstrekkelig mht Cryptosporidium (se senere). 

Når det gjelder UV ligger kravet til UV-dose i Norge (30 mWs/cm 2 ) om lag på det samme 

nivå som i andre land som bruker UV. Tyskland og Sveits (samt Australia) har lagt seg på 40 

mWs/cm 2 som er den dose Folkehelseinstituttet anbefaler for inaktivering av bakteriesporer. 

6.6.1.3 Kontakttid 

I Norge setter Veiledningen til Drikkevannsforskriften et krav om målbar restklormengde 

(0,05 mg fritt klor/l etter 30 min kontakttid) og restozonmengde (0,2 mg ozon/l etter 10 min 

kontakttid). Det ser ikke ut til at de andre landene setter noe tilsvarende krav. De land som har 

regler for dette (USA, Canada), knytter kravene til Ct-prinsippet, noe som innebærer at man 

ser konsentrasjon og kontakttid i sammenheng. Dette kommer vi tilbake til i kap 7. 

De land som oppgir hva som er vanlig å benytte, oppgir kontakttider i områder 30 – 60 min 

for klor og 2 – 20 min for ozon. Det er interessant at ingen oppgir en minimums kontakttid i 

UV-aggregat. 

6.7 Om desinfeksjonsrest 


a) Angi hvilke krav til desinfeksjonsrest som eventuelt benyttes 

b) Hvilken klorrest opprettholdes på ledningsnettet bog hvor ofte bestemmes eventuelt 

klorrest på ledningsnettet 

c) Hvilke metoder benyttes vanligvis for bestemmelse av klorrest 



sammenfattes som vist i Tabell 6.23-Tabell 6.24. 

Tabell 6.22 Generelt inntrykk om desinfeksjonsrest 


• Klor (mg/l) : 

- SWE: Ingen krav etter behandling 

< 0,4 ved tapping (0,1-0,25 på nett) 

- FIN: Ukjent (0,01-0,3 på nett) 

- UK: 0,5-1,0 redusert (med SO 2 ) til 0,4-0,6 ut 

av vannv erk - 0,05 – 0,1 v ed tappested 

- GER: >0,1 og < 0,3 

Ikke krav til klorrest på nett 

- CH: ingen krav etter behandling 

< 0,1 ved tapping-ikke krav på nett 

- JP: > 0,1 på tappested (0,4 kombinert Cl 2 ) 

- AUS: 0,5 etter 30 min 

0,1-0,2 ved enden av distribusjonssystem 

- USA: > 0,2 ut (0,2-1,0 på nett) 

• Ozon (mg/l): 

- FIN: 0,2-0,3 etter 20 min 

- GER: 0,05 etter 30 min 

Ikke krav til klorrest på nett 

• Ozon (mg/l); 

- NOR : > 0,2 etter 10 min (bakterier og virus) 

> 5 etter 10 min (parasitter) 


Tabell 6.23 Om desinfeksjonsrest – spørsmål a 

Angi hvilke krav til desinfeksjonsrest som eventuelt benyttes 

N Klor : >0,05 mg Cl 2 /l etter minst 30 min kontakttid (bakterier og v irus) 

Ozon : > 0,2 mg O 3 /l etter minst 10 min kontakttid (bakterier og v irus) 

> 5 mg O 3 /l etter minst 10 min kontakttid (parasitter) 

S Klor : Maksimal konsentrasjon på f orbrukers tappested: 0,4 mg Cl 2 / 

Fin Klor : Ukjent 

Ozon : 0,2 – 0,3 mg O 3 /l etter 20 min kontakttid 

UK Klor : 0,5 – 1,0 mg Cl 2 /l som trimmes ned til 0,4-0,6 mg Cl 2 /l (med SO 2 ) i v annet som lev eres til forbruker 

Ozon : bestemmes på bakgrunn av innholdet av DOC og minimering av BrO 3- 

GER Klor : >0,1,

noen land (Norge, Sveits, Tyskland, Litauen) har kun krav til at man skal ha en viss klorrest 

etter behandlingen, for eksempel har Norge krav om 0,05 mg fritt klor etter 30 min kontakttid. 

Det er litt uklart hva som ligger bak svarene på dette punktet. For noen lands vedkommende, 

er det trolig vanlig praksis som er referert mens det for andre lands vedkommende 

sannsynligvis dreier seg om krav nedfelt i retningslinjer. Det er for så vidt mindre viktig. 

Det som er interessant er forskjellen i oppfatning hva angår verdien av å ha en klorrest på 

nettet. I Tyskland og Sveits har man ikke noe krav/praksis for at det skal være noen klorrest. I 

disse landene (som i Nederland) har man den filosofi at vannet skal være så godt behandlet 

mht organisk stoff at vekstpotensialet er så lavt at et restklorinnhold for å hindre vekt på nettet 

er unødvendig. I noen land har man derimot et krav om maksimalverdi på tappested. I Sveits 

er det krav om maksimalt 0,1 mg/l på tappested mens Japan har et krav om minst 0,1 mg/l på 

tappested. I Tyskland skal innholdet av fritt klor være minst 0,1 mg/l og maksimalt 0,3 mg/l 

når vannet forlater vannverket. Ønsket om å unngå klorrest på nettet i Tyskland understrekes 

ved at man i dette landet ikke tillater tilsetting av ammonium og dermed at kloraminering i 

praksis ikke er mulig. 

Når det gelder ozon, har landene, naturlig nok, ingen praksis for ozonrest på nettet ettersom 

ozon er så reaktivt at det dekomponeres svært hurtig. De fleste land har en praksis som tilsier 

en viss konsentrasjon etter en viss kontakttid – altså en praksis som bygger på filosofien bak 

Ct-prinsippet. Praksis når det gjelder ozonrest i behandlingsanlegget ligger normalt i området 

0,1 – 0,3 mg/l etter 30 – 10 min kontakttid. Tyskland har et krav til at ozonkonsentrasjonen 

etter behandling ikke skal overstige 0,05 mg O 3 /l. 

Man kan legge merke til at det bare er Norge som har en spesiell regel mht restozon med 

tanke på parasitter (5 mg/l etter 10 min). Dette er i realiteten et urealistisk krav, ettersom det 

for det første er svært vanskelig å opprettholde en så høy konsentrasjon pga ozon’s reaktivitet 

med oksiderbare forbindelser i vann, og for det andre vil være økonomisk uakseptabelt å 

operere med en så høy ozonrest. Når det gjelder ozonering må man ta Ct-prinsippet i bruk 

fullt ut og gi mer detaljerte anbefalinger for dimensjonering. Dette kommer vi tilbake til i kap 

7 og 9. 

Når det gjelder spørsmålet om måling av desinfeksjonsrest, var svarene svært samstemmige. 

De aller fleste bestemte klorrest spektrofotometrisk på vannverket. I England var det dessuten 

vanlig å bestemme klorrest amperometrisk on-line i anlegget. 

6.8 Om dimensjoneringskriterier 


a) Brukes CT-prinsippet i dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg? Kan i så fall 

den log-kreditt som oppnås for en gitt CT verdi summeres med den som oppnås i et 

annet rensetrinn i samme anlegg for å komme fram til den totale log-kreditt 

b) Dersom CT-prinsippet brukes, hvordan bestemmes C og T og hva er kravene til CTverdi 

for ulike typer av organismer og ulike desinfeksjonsmetoder? 

Svarene på disse spørsmålene ga det generelle inntrykk som er nedfelt i Tabell 6.25 hvor det 

også er laget en kolonne for situasjonen i Norge, for sammenligningens skyld. 


Tabell 6.25 Generelt inntrykk om dimensjonering av desinfeksjonsanlegg 


• CT-prinsippet brukes i de f leste land kun 

indirekte (f.eks. x mg/l etter y min) 

• CT brukes i UK for dimensjonering men ingen 

krav er knyttet til prinsippet 

• CH – nei, lev erandøren må garantere en 

”saf e” vannkvalitet 

• AUS – Ct-prinsippet benyttes i noen stater 

• I USA og CAN benyttes Ct-prinsippet f ullt ut 

- C kan bestemmes på ulike måter 

Det er laget egne v eiledninger 

- T er v anligvis t 10 , men kan bestemmes på 

ulike måter i henhold til v eiledning 

- Tabeller er utarbeidet for ulike patogener 

som knytter en viss CT til en viss forventet 

log-reduksjon 


• CT brukes kun indirekte 

• Krav til x mg/l restkonsentrasjon etter y min 

Ettersom det bare var USA og Canada som utnytter Ct-prinsippet fullt ut til dimensjonering 

og drift, finner vi det ikke hensiktsmessig å ta med detaljerte tabeller for de to spørsmålene på 

dette punktet. De amerikanske reglene vil bli gjennomgått i kap 7. Her vil det også fremgå 

hvordan C og t bestemmes og hvilken log-reduksjon det anbefales å regne med ved en gitt Ctverdi 

for det ulike desinfeksjonsmetodene. 

6.8.1 S ammenligning vedrørende dimensjoneringskriterier 

I Norge har vi egentlig ingen aksepterte dimensjoneringskriterier for desinfeksjonsanlegg 

utover de krav som veiledningen i drikkevannsforskriften setter til en viss restkopnsentrasjon 

etter en viss kontakttid 

I England og Tyskland brukes Ct-prinsippet av rådgivende ingeniører til dimensjonering av 

kontakttanker, men prinsippet er ikke knyttet til bestemte krav (anbefalinger i forskrift eller 

veiledning). Det samme gjelder Australia hvor imidlertid enkelte anleggseiere (for eksempel 

South Australian Water Corporation) praktiserer regler som tilsvarer de som gjelder i USA. 

Der Ct prinsippet benyttes, er det vanlig at man kan legge sammen de ”log-credits” som en 

gitt Ct-verdi gir for en enhets prosess med tilsvarende for en annen enhetsprosess. Det betyr 

for eksempel at man ved å sette flere prosesser som gir en viss barrierevirkning overfor 

mikroorganismer, kan oppnå en høyere barriereeffekt enn hva sluttdesinfeksjonen alene ville 

kunne gi. 

6.9 Generelle kommentarer 

Spørreskjemaet inneholdt også en mulighet til å avgi generelle kommentarer. Disse er 

oppsummert i Tabell 6.26. 


Tabell 6.26 Tilleggskommentarer 

Hvilke andre informasjoner er verdt å nevne? 

N En sv ært sterk drivende kraft vedrørende desinfeksjonspraksis er f orskriftskavet om ”to hy gieniske 

barrierer”. Berørte parter er usikre på hv ordan man skal forholde seg til dette kravet 

S Man er sterkt opptatt av å endre desinfeksjonspraksis, spesielt i retning av redusert klorbruk. Flere studier 

rettes mot mer robuste metoder overf or v annkv alitetsendringer 

Fin Ingen kommentar 

UK Det er et lov pålagt krav at alt v ann skal være desinf isert. Det er en sterk oppf atning i v ann-bransjen at vann 

skal leveres med en desinf eksjonsrest basert på f øre-var prinsippet og med tanke på forurensning av 

distribusjonsnettet 

GER Det er en sterk trend at man prøv er å kv ittes seg med desinf eksjon 

CH Man unngår desinf eksjon av grunnv ann og brønnv ann så langt det er mulig. Ov erflatevann behandles med 

f lerstegs partikkelf jerning og desinf eksjon. Da man ikke praktiserer desinfeksjonsrest på nettet må vannet 

v ære biostabilt 

JP Patogen standardene (og dermed desinfeksjonspraksis) er under revisjon 

AUS Implementeringen av ”Drinking Water Quality Framework” vil forbedre desinf eksjonspraksis i AUS. Det 

antas at bruk av UV, ozon og membraner v il øke 

US Utf ordringen mht desinf eksjonspraksis oppf attes å v ære å finne en god balanse mellom inaktiv ering av 

patogener og minimering av DBP 

CAN Canada angir ”log-credits” mht ulike patogener f or ulike v annbehandlingsmetoder 

(Ont.) 

LIT Omleggingen f ra klorgass til natriumhy pokloritt er det som oppta bransjen i Litauen akkurat nå 


7 Amerikanske regler for dimensjonering og drift av 

desinfeksjonsanlegg 

7.1 Grunnlagsdokumenter 

De amerikanske reglene og anbefalingene for dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg 

er basert på en rekke lovdokument med tilhørende hjelpedokumenter og veiledere. Oversikten 

i dette kapittelet er basert på de viktigste dokumentene som inkluderer følgende: 

• SWTR, Surface Water Treatment Rule, 1989. 

⇒ Compliance with the filtration and desinfection requirements for public water 

systems using surface water sources, 1991. 

• IESWTR, Interim Enhanced Surface Water Treatment Rule, 1998. 

⇒ Desinfection Profiling and Benchmarking, 1999. 

⇒ Alternative Desinfectants and Oxidants, 1999. 

• LT1ESWTR, Long Term 1 Enhanced Surface Water Treatment Rule, 2002. 

• LT2ESWTR, Long Term 2 Enhanced Surface Water Treatment Rule, proposed 2003 

(predraft 2001). 

⇒ Long term 2 enhanced surface water treatment rule, 2001. 

⇒ The long term 2 enhanced surface water treatment rule (LT2ESWTR) – 

Implementation guidance, 2003. 

⇒ Long term 2 enhanced surface water treatment rule – Toolbox guidance 

manual, 2003. 

⇒ Ultraviolet desinfection guidance manual, 2003. 

I SWTR introduseres begrepet multiple barrierer og man tar i bruk Ct-prinsippet. Det stilles 

krav til 4 log inaktivering av virus og 3 log inaktivering av Giardia. IESWTR gjelder for 

>10.000 pe og det stilles krav om Cryptosporidium kontroll eller 2 log inaktivering av 

Cryptosporidium, og det stilles strengere krav til turbiditet og oppfølging av 

desinfeksjonsanlegget. LT1ESWTR stiller samme krav som IESWTR men inkluderer < 

10.000 pe. I LT2ESWTR kommer det tilleggskrav til Cryptosporidium og det stilles bestemte 

krav til behandlings- og desinfeksjonsmetoder med tanke på Cryptosporidium kontroll. 

Generelt kan man si de amerikanske retningslinjene er svært grundige og omfattende, og det 

er en gjennomgående bruk av Ct-verdi både i forbindelse dimensjonering og drift. De har 

imidlertid fokus på oppgradering av desinfeksjonsanlegg, samt på drift og dokumentasjon av 

desinfeksjonseffekt. Det relativt lite på dimensjonering av nye anlegg. 

7.2 Regler vedrørende desinfeksjonsanlegg 

7.2.1 Bestemmelse av kontakttiden, T 

Tiden som en gitt konsentrasjon av et desinfeksjonsmiddel er i kontakt med vannet er selvsagt 

avgjørende for selve dosen eller CT-verdien. Det er to sentrale spørsmål som er avgjørende 

for hvilken kontakttid (oppholdstid) som kan angis: 

• Hvilken vannføring (Q) skal legges til grunn ved beregning av kontakttiden? 

• Hvordan skal kontakttiden beregnes? 

EPA (USEPA August 1999a) krever at maks timesvannføring (Q peak hour ) i løpet av en 24 

timers periode skal legges til grunn ved beregning av kontakttid. Q peak hour bestemmes basert 

på tidligere driftsdata. 


Teoretisk oppholdstid, HDT, blir da: 

HDT = V / Q peak hour 

Ved beregning av CT-verdi benytter imidlertid ikke EPA teoretisk oppholdstid, HDT, men 

T 10 . T 10 er definert som den oppholdstiden som 90 % av vannet som passerer gjennom 

enheten opplever. Det vil si tiden det tar for at 90 % av en tracer har passert gjennom enheten. 

T 10 kan bestemmes ved tracer studie eller ved å anslå en såkalt ”baffling factor”. 

7.2.1.1 Tracer studier 

Selv om oppholdstiden er proporsjonal med vannføringen, er den sammenhengen normalt 

ikke lineær. Hvis praktisk mulig, anbefaler derfor EPA at det gjennomføres tracer 

undersøkelser ved fire vannføringer som dekker hele spennvidden av vanlig forekommende 

vannføringer gjennom anlegget (en ved nær gjennomsnittlig vannføring, to ved høyere og en 

ved lavere vannføring). Høyeste test vannføring skal være minst 91 % av høyeste vannføring 

som vil forekomme i segmentet. Basert på resultatet lages det et plot av T 10 mot Q for det 

aktuelle segmentet. Det trekkes en kurve gjennom punktene, og T 10 ved Q peak hour leses av. 

Hvis det ikke er praktisk å gjennomføre tracer målinger ved fire vannføringer, kan det 

alternativt gjennomføres kun en tracer studie ved en vannføring på minst 91 % av høyeste 

vannføring som vil forekomme i segmentet. T 10 for andre systemvannføringer beregnes da 

ved: 

T 10S = T 10T (Q T / Q D ) 

Der: T 10S = T 10 ved system vannføring. 

T 10T = T 10 ved tracer vannføring. 

Q T = Tracer studie vannføring. 

= System vannføring. 

Q D 

I forbindelse med gjennomføringen av tracer målinger bør vannføringen være konstant. I 

tillegg stilles det krav til vannivået i anlegget. Det skal være lik, eller litt lavere, enn ved 

vanlige driftsbetingelser. Ved store variasjoner i vann vannivå (i for eksempel 

rentvannsbasseng, utjevningsbasseng, osv) anbefales det å lages T 10 mot Q plot for ulike 

vannivå. 

Der systemet består av flere segment kan T 10 bestemmes for hvert enkelt segment separat eller 

kun på summen av segment. Hvis det er målbar oppholdstid mellom to punkter for måling av 

restkonsentrasjon av desinfeksjonsmiddel defineres dette som et segment. 

Det kan benyttes to likeverdige metoder for tracer undersøkelser, dvs ”step-dose” metoden og 

”slug-dose” metoden, som begge har sine fordeler og ulemper. I begge tilfeller bestemmes T 10 

ved å evaluere utløpskonsentrasjonsprofilen. Ved ”step-dose” metoden doseres en konstant 

dose tracer inntil konsentrasjonen i målepunktet når en ”steady state” verdi. Ved ”slug-dose” 

metoden derimot, doseres det en stor øyeblikksdose og konsentrasjonsresponsen over tid 

måles i målepunktet. Forskjellen i responsen ved ”step-dose” og ”slug-dose” metoden er 

illustrert i Figur 7.1. Som figuren viser, kan T 10 bestemmes direkte fra kurven ved bruk av 

”step-dose” metoden, mens en slik direkte grafisk bestemmelse ikke kan gjøres ved bruk av 

”slug-dose” metoden. 


Det stilles krav om at valgte tracer skal være konservativ (dvs at den ikke reagerer eller 

fjernes i behandlingstrinnet), lett å måle og er akseptabel å bruke i drikkevannsforsyning. De 

vanligste tracer er klorid og fluorid, men Rodamine WT er også brukt. Tracer konsentrasjonen 

må tilpasses tracer type, analyseutstyr, behandlingsanlegg/volum, forventet konsentrasjon, 

osv. Det stilles også krav til tracer recovery (minimum ca 90 % av dosert tracer bør gjenfinnes 

ved prøvetaking/analyse), og ved ”slug-dose” metoden er det viktig med god innblanding og 

at doseringsvarigheten er kort (maksimalt 2 % av teoretisk oppholdstid). Nærmere beskrivelse 

av gjennomføring av tracer undersøkelser finnes i blant annet USEPA March 1991 og USEPA 

August 1999a. 

Figur 7.1 

Eksempel på tracer respons ved bruk av ”step-dose” og ”slug-dose” metoden. 

Evaluering av tracer data vil være avhengig av metoden som er benyttet ved tracer 

doseringen. Først må imidlertid bakgrunnsverdien trekkes fra målt tracer konsentrasjon i 

utløpet fra segmentet slik at tracer konsentrasjonen etter en gitt tid da blir: 

C = C målt - C bakgrunn 

Ved ”step-dose” metoden beregnes C/C 0 , der C 0 er tracer dosen, og ved grafisk evaluering 

plottes C/C 0 mot tid og T 10 avleses direkte ved å lese av tiden ved C/C 0 = 0.1 som vist i Figur 

7.1 over. Alternativt kan dataene evalueres numerisk. Da beregnes log(1-C/C 0 ) og t/HDT for 

hvert måletidspunkt, og det gjennomføres en lineær regresjon på dataene for bestemmelse av 

helningen, m, og interceptet, b: 

Log(1 – C / C 0 ) = m (t / HDT) + b 


Der: C = Målt tracer konsentrasjon etter tiden t, justert for bakgrunnsverdi, mg/L. 

C 0 = Dose av tracer, mg/L. 

t = Tid fra start dosering til prøvetaking, min. 

HDT = Teoretisk hydraulisk oppholdstid, min. 

m = Konstant (helning). 

b = Konstant (intercept). 

Basert på konstantene (m og b) bestemt i ligningen ovenfor bestemmes T 10 ved: 

T 10 / HDT = [log(1 – 0.1) – b] / m 

Numerisk bestemmelse er mer arbeidskrevende enn grafisk bestemmelse, men den gir en mer 

nøyaktig bestemmelse siden hele datasettet anvendes i motsetning til ved en grafisk 

bestemmelse. 

Ved evaluering av data fra ”slug-dose” metoden, må dataene først konverteres til matematisk 

ekvivalente ”step-dose” data. Deretter kan dataene evalueres på samme måte som for ”stepdose” 

metoden slik som vist ovenfor. 

Før konvertering av ”slug-dose” data må først C beregnes på samme måte som ved ”stepdose” 

metoden ved å trekke bakgrunnskonsentrasjonen fra målt konsentrasjon. Selve 

konverteringen kan gjøres grafisk eller numerisk. Ved grafisk konvertering beregnes først 

C/C 0 . Her er imidlertid C 0 lik den valgte dosen (i gram) dividert på totalvolumet av segmentet 

(i m 3 ), dvs en teoretisk tenkt konsentrasjon. C/C 0 plottes så mot tid for ”slug-dose” metoden 

som vist i Figur 7.1 over. Deretter bestemmes arealet under kurven for eksempel ved bruk av 

planimeter. T 10 blir da oppholdstiden ved 10 % av arealet under kurven. 

Ved numerisk konvertering velges små tidsinkrement (dvs prøvetakingsintervallet) som 

multipliseres med C og summeres for å gi den totale massen av tracer (kumulativt areal). De 

ekvivalente ”step-dose” dataene fremkommer da ved å dividere C på det kumulative arealet. 

Det vil si at de konverterte dataene presenteres som C/C 0 mot tid, der C 0 er det kumulative 

arealet. Evaluering av dataene og bestemmelse av T 10 gjøres da som for ”step-dose” metoden, 

enten direkte grafisk avlesning eller numerisk. 

7.2.1.2 Baffling factor 

Hvis det ikke er praktisk å gjennomføre tracer undersøkelser, eller man ikke har tilgang på 

tracer data, tillater EPA at det benyttes tommelfingerregler for å anslå T 10 . Dette gjøres ved å 

multiplisere hydraulisk teoretisk oppholdstid (HDT eller her kun benevnt med T) med en 

erfaringsfaktor, såkalt ”baffling factor” = T 10 / T. I tillegg til bassengutforming, er ”baffling 

factor” avhengig av skjermingsgraden spesielt i innløps-/utløps-sonen, men også i selve 

bassenget. Tabell 7.1 viser ”baffling factor” som EPA benytter for å anslå T 10 for ulike 

bassengsystem. 


Tabell 7.1 ”Baffling” karakterisering som kan benyttes til å anslå T 10 . 

7.3 Andre behandlingsprosesser 

Når USEPA stiller krav til inaktivering/fjerning av patogener fra drikkevannet gjelder det ved 

bruk av hele vannbehandlingsprosessen, hvorav desinfeksjon er en del. Fysiske og 

fysisk/kjemiske behandlingsmetoder kan imidlertid også gi betydelig fjerning av patogener. 

EPA gir derfor log inaktiveringskreditt til ulike filtreringsmetoder. I utgangspunktet krediterer 

EPA (USEPA 1991) prosessene konvensjonell sedimentering/filtrering, direkte filtrering, 

langsom filtrering og diatomitt filtrering en grad av Giardia og virus-fjerning som er i 

henhold til Tabell 7.2 nedenfor. Disse prosessene kan oppnå vesentlig høyere fjerningsgrad, 

men for å være konservativ har EPA valgt å gi inaktiveringskreditt i henhold til tabellen. 

Dette forutsetter imidlertid at turbiditet etter konvensjonell sedimentering/filtrering og 

direktefiltrering er < 0.5 NTU i 95 % av tiden (det anbefales < 0.2 NTU) og at den aldri er 

høyere enn 1 NTU. For langsom filter og diatomitt filter forutsettes det at utløpsturbiditeten er 

< 1 NTU i 95 % av tiden og aldri over 5 NTU. Godt drevede konvensjonell 

sedimentering/filtrerings- og direktefiltreringsanlegg kan i tillegg gis 0.5 log 

inaktiveringskreditt for Giardia. I utgangspunktet gis det også 2.0 log inaktiveringskreditt for 

Cryptosporidium ved bruk av konvensjonell sedimentering/filtrering, direkte filtrering, 

langsom filtrering eller diatomitt filtrering forutsatt driftsbetingelsene som angitt for Giardia 

kredittering. 

En rekke andre prosesser, som for eksempel kalkfelling/avherding, patronfilter, posefilter, 

pakkefilter, osv, kan også gis kredittering for fjerning av Giardia og Cryptosporidium 

(USEPA 1991). Det forutsettes da at graden av fjerning/inaktivering 

dokumenteres/demonstreres i pilotforsøk på stedet. Membranfiltrering generelt er ikke omtalt 

i USEPA 1991, men omvendt osmose er spesielt nevnt og gis 3.0 log inaktiveringskreditt for 

Giardia og Cryptosporidium, og 4.0 log inaktiveringskreditt for virus, uten at det er behov for 

nærmere demonstrasjon av effekten. 

Det kan også gis 0.5 log inaktiveringskreditt for Giardia og Cryptosporidium ved 

beskyttelsestiltak i nedslagsfeltet til vannkilden, eller ved infiltrasjonsanlegg i grunnen 

(USEPA, June 2003c), jfr. Tabell 7.3. 


Tabell 7.2 

1991). 

Log inaktiveringskreditt gitt for ulike filtreringsprosesser (USEPA, March 

Tabell 7.3 Tilleggs log inaktiveringskreditt for Giardia og Cryptosporidium ved 

beskyttelsestiltak i nedslagsfeltet til kilden, eller ved infiltrasjon i grunnen (USEPA, june 

2003c). 

Hvis man oppsummerer, og samtidig inkluderer siste forslag til LT2ESTWR (USEPA, june 

2003c), gir EPA log inaktiveringskreditt overfor virus og Giardia i henhold til Tabell 7.2 for 

prosessene konvensjonell sedimentering/filtrering, direkte filtrering, langsom filtrering og 

diatomitt filtrering. Overfor Cryptosporidium gis det 2.0 log inaktiveringskreditt for de 

samme prosessene. Utover dette gis det tilleggskreditt overfor Giardia og Cryptosporidium 

for beskyttelsestiltak rundt kilden og infiltrasjon i grunnen (Tabell 7.3), for 

forbehandlingsprosesser, tilleggsprosesser og poleringsprosesser (Tabell 7.4), samt for god 

prosessdrift, god rentvannskvalitet, hyppig måling og overvåking, osv (Tabell 7.4). I praksis 

betyr det for eksempel at konvensjonell sedimentering/filtrering og direkte filtrering vil gis 


3.0 log inaktiveringskreditt overfor Giardia og Cryptosporidium hvis driftoppfølging og 

rentvannskvalitet er god. 

Tabell 7.4 Tilleggs log inaktiveringskreditt for Giardia og Cryptosporidium for ulike 

prosesser og ved forbedret prosessdrift (USEPA, june 2003c). 

Enkelte tilleggsprosesser (pose- og patronfiltre) krever at det gjennomføres utfordringstest 

(challenge test) der det må demonstreres en log fjerning mer enn det gis kreditt for. Det gis 

maksimalt 1.0 log kreditt for pose filtre og 2.0 log kreditt for patronfiltre. 

Når det gjelder membranfiltrering skilles det mellom omvendt osmose (RO), nanofiltrering 

(NF), ultrafiltrering (UF), mikrofiltrering (MF) og membranfilterpatron (MFC). Anvendelse 

av ulike membranfiltreringsprosesser i forhold til patogener i drikkevann er illustrert i Figur 


7.2. For at membranfilteranlegget skal gis log inaktiveringskreditt, må fjerning dokumenteres 

ved utfordringstest og direkte integritetstesting. Det må også gjennomføres periodevis direkte 

integritetstesting og kontinuerlig indirekte integritetsovervåking under drift. Det er ingen øvre 

grense på log inaktiveringskreditt som kan gis. Maksimum log inaktiveringskreditt er det 

laveste av:1) fjerning demonstrert i utfordringstesten og 2) maksimums log fjerningsverdi 

verifisert i direkte integritetstesten. Nærmere beskrivelse av kravene til utfordringstest og 

direkte og indirekte integritetstest finnes i USEPA, June 2003b. 

I praksis kan man oppnå svært høy log inaktiveringskreditt. Selv MF og UF vil kunne gi høy 

log inaktiveringskreditt for Giardia og Cryptosporidium (Figur 7.2), og i følge USEPA, June 

2003c vil MF/UF lett gi 2.5 log inaktiveringskreditt for Giardia og Cryptosporidium. I en del 

tilfeller gis det opp til 5-6 log inaktiveringskreditt. Det er imidlertid opp til de enkelte statene 

å godkjenne inaktiveringskreditt og praksisen kan være ganske forskjellig. For å få 

inaktiveringskreditt for virus må det benyttes UF, NF eller RO. Selv med UF vil man kunne 

ha 5-7 log fjerning av virus. Det er imidlertid et problem å verifisere virus-størrelse integritets 

gjennombrudd under drift (pga liten størrelse på virus). I forbindelse med angivelse av 

inaktiveringskreditt overfor virus må derfor konsekvensen av små integritets gjennombrudd 

vurderes mot angitt inaktiveringskreditt. Dette vurderes forskjellig i de enkelte statene. Hvis 

det doseres koagulant, eller membranfiltrering er en del av et multibarriere anlegg, vil det 

normalt kunne gis høyere inaktiveringskreditt for membrananlegget. 

Figur 7.2 

Anvendelse av membranfiltreringsprosesser i forhold til patogener i drikkevann 

(USEPA, june 2003b). 

7.4 Klorering 

Ved beregning av CT-verdi for klor benyttes restklorkonsentrasjonen som C og T 10 som 

kontakttiden T. Systemet kan imidlertid deles inn i flere segment der man beregner CT for 

hvert segment med bruk av restkonsentrasjonen ut fra det aktuelle segmentet. Den totale CTverdiene 

blir da summen av CT-verdier for hvert segment. Når man har en oppholdstid og 

muligheten til å måle en utløpskonsentrasjon fra denne, kan det defineres som et segment. T 10 


kan bestemmes ved tracer studie eller anslås ved hjelp av ”baffling factor” som beskrevet 

tidligere. Beregnet CT-verdi sammenlignes så med tabeller over nødvendig CT-verdi for å nå 

en gitt grad av inaktivering. Siden effekten av fritt klor er avhengig av pH, temperatur og 

klorkonsentrasjon, er disse faktorene også inkludert i tabellene. 

Tabell 7.5 angir nødvendig CT-verdi for å nå 2, 3 eller 4 log inaktivering av virus ved 

forskjellige temperaturer med bruk av fritt klor ved pH 6 – 9. Beregnet CT-verdi for systemet 

og tilsvarende CT-verdi for 4 log inaktivering av virus leses av fra 

Tabell 7.5, og log inaktivering av virus kan da beregnes for systemet: 

Log inaktivering av virus = 4 · CT Beregnet / CT 4-log, virus 

Siden bakterier generelt er mer følsomme overfor klor antas det at man også har 

tilfredsstillende inaktivering av bakterier når man oppnår tilfredsstillende inaktivering av 

virus. 

Tabell 7.6 angir nødvendig CT-verdi for å nå 3 log inaktivering av Giardia ved forskjellige 

temperaturer, pH og klorkonsentrasjoner med bruk av fritt klor. På samme måte som for virus 

tas beregnet CT-verdi for systemet og tilsvarende CT-verdi for 3 log inaktivering av Giardia 

leses av fra Tabell 7.6, for så å beregne log inaktivering av Giardia for systemet: 

Log inaktivering av Giardia = 3 · CT Beregnet / CT 3-log, Giardia 

Som Tabell 7.6 viser, er nødvendige CT-verdier for å oppnå inaktivering av Giardia høye ved 

bruk av klor. For inaktivering av Cryptosporidium er disse verdiene mye høyere, og klorering 

blir derfor regnet som en uegnet metode for inaktivering av Cryptosporidium. 

Nødvendig CT for å nå en gitt grad av inaktivering, I, av Giardia med bruk av klor kan også 

beregnes med følgende regresjonsligninger (dvs i stedet for å benytte Tabell 7.6): 

For temperatur

Tabell 7.6 

CT krav for 3-log inaktivering av Giardia med fritt klor. 

Kloramin betraktes som et sekundært desinfeksjonsmiddel for å opprettholde en 

restkonsentrasjon i nettet. Det vil si at det benyttes etter et annet desinfeksjonsmiddel. For 

nærmere beskrivelse av bruk og drift av anlegg med kloramin vises det til USEPA April 

1999b og USEPA August 1999b. Beregning av CT-verdi, sammenligning med nødvendig 

CT-verdi fra tabell og beregning av log inaktivering ved bruk av kloramin gjøres på samme 

måte som ved bruk av fritt klor. Tabell 7.7 angir nødvendig CT-verdi for å nå 2, 3 eller 4 log 

inaktivering av virus ved forskjellige temperaturer med bruk av kloramin, mens 

Tabell 7.8 angir nødvendig CT-verdi for å nå ulike grader av log inaktivering av Giardia ved 

forskjellige temperaturer med bruk av kloramin. Kloramin er vesentlig mindre effektivt enn 

fritt klor og regnes derfor selvsagt som en uegnet metode for inaktivering av 

Cryptosporidium, men den er også svært lite effektiv overfor Giardia (jfr. 

Tabell 7.8). 

Tabell 7.7 

CT krav for inaktivering av virus med kloramin. 


Tabell 7.8 

CT krav for inaktivering av Giardia med kloramin. 

7.5 Ozonering 

7.5.1 Inaktivering av Giardia og virus 

Dette avsnittet er basert på Surface Water Treatment Rule (EPA,1989) og SWTR Guidance 

Manual (1991) som fortsatt er USEPA’s gjeldende dokumenter når det gjelder inaktivering av 

Giardia og virus. 

EPA anbefaler tre ulike metoder for beregning av log inaktivering av Giardia og virus: 

• T 10 metoden (kontaktkamre med dokumentert tilnærmet stempelstrøming). 

• CSTR metoden (kontaktkamre med stor grad av tilbakeblanding eller hvor 

stempelstrøming ikke er dokumentert eller sannsynliggjort). 

• SFA-metoden (Segregated Flow Analysis). 

EPAs anbefalinger for valg av metode for beregning av log inaktivering av virus og Giardia 

ved ozonering er fremstilt grafisk i Figur 7.3. 

Det fremgår at det i likhet med anbefalingene m.h.p. inaktivering av Cryptosporidium 

(kapittel 7.4.2) legges stor vekt på følgende kriterier: 

• Kontaktkammer med eller uten ozontilsats? 

• 1. eller etterfølgende ozonkontakkammer? 

• Grad av dokumentert kjennskap til oppholdstidsfordeling og ozonkonsentrasjonsprofil 

for hvert enkelt kontaktkammer. 

Imidlertid kan det (i motsetning til hva som synes å bli EPAs anbefaling m.h.p. 

Cryptosporidium) beregnes inaktiveringseffekt for Giardia og virus også for det første 

ozonkontaktkammeret (dvs det første kammeret hvor ozon kommer i kontakt med vannet). 

Dette forutsetter imidlertid dokumentert kjennskap til ozonkonsentrasjonsprofilen for 

kammeret. Retningslinjene angir en detaljert beskrivelse for hvordan denne bør bestemmes 

(se nedenfor). Dersom gjennomsnittlig konsentrasjon av løst ozon er bestemt ved opptak av 

en slik profil kan gjennomsnittsverdien benyttes til beregning av inaktiveringseffekt på 

samme måte som for evt. etterfølgende kammer. I motsatt fall kan det første kammeret kun 

tilskrives maksimalt 0,5 log og 1,0 log inaktivering av henholdsvis Giardia og virus. Dette 

forutsetter at det kan dokumenteres at utløpskonsentrasjonen av løst ozon er over 0,3 mg/l. 


Sekundært kan det første kontaktkammeret tilordnes 1,0 log inaktivering av virus, men ingen 

inaktivering av Giardia, dersom utløpskonsentrasjonen av løst ozon er over 0,1 mg/l (men 

levere eller lik 0,3 mg/l). Videre fortutsettes det at prosessen også inkluderer et etterfølgende 

kontaktkammer og at volumet i det første kontaktkammeret er like stort som det etterfølgende. 

MED ozontilsats 

Kontaktkammer 

med/uten ozontilsats ? 

(C inn =0) 

UTEN ozontilsats 

JA 

NEI 

C AVG 

bestemt ? 

Første kammer med 

ozontilsats ? 

(C inn =0) 

JA 

NEI Tracerstudier ? 

NEI 

JA 

NEI 

Høy < 3 oppløsning? 

( EPA,19 91,O.2.6) 

JA 

C UT ? 

(m g O 3 /l) 

Estimer T 10 Beregn T 10 

Beregn T 10 

T 10 > T h /3? 

T 10 > T h /3? 

JA 

T 10 -metoden 

NEI 

CSTR-metoden 

JA 

NEI 

T 10 -metoden 

eller 

≤ 0,1 

> 0,1 

> 0,3 

SFA-metoden 

0 log virus 

0 log Giardia 

1 log virus * 

0 log Giardia 

1 log virus * 

0,5 log Giardia 

JA 

Log-krav 

< 2,5 ** 

T 10 -metoden 

eller 

SFA-metoden 

NEI 

SFA-metoden 

Figur 7.3 Beslutningstre for valg av metode for beregning av log inaktivering av Giardia 

og virus ved ozonering (EPA, 1991). * Forutsatt at volumet i kammeret er (større eller?) lik 

volumet i etterfølgende kontaktkammer (jfr side O.3-7, EPA 1991). ** Log inaktivering som 

søkes oppnådd i det aktuelle kammeret. 

Valg av metode for å beregne inaktivering etter CT-prinsippet avhenger primært av 

strømningsforholdene i kontakttanken og hvor grundig disse er kartlagt, dels også av grad av 

inaktivering som søkes oppnådd i kammeret (se også Figur 7.3). 


7.5.1.1 Bestemmelse av C 

Bestemmelse av effektiv konsentrasjon C for bruk i CT-beregning eller til direkte beregning 

av log inaktivering er uavhengig av hvilken metode for beregning av inaktivering som 

benyttes. EPA anbefaler to metoder for bestemmelse av effektiv ozonkonsentrasjon C: 

1) Direkte bestemmelse av gjennomsnittlig konsentrasjon, C AVG , ved opptak av en 

konsentrasjonsprofil i kontaktkammeret. 

2) Indirekte prediksjon av effektiv (gjennomsnittlig) C basert på måling av løst ozon i 

kammerets utløp (og eventuelt innløp). 

For direkte bestemmelse av effektiv eller gjennomsnittlig C AVG i et kontaktkammer anbefales 

det å følge detaljerte retningslinjer gitt i bilag O, kapittel O.3.2 i SWTR Guidance manual 

(EPA, 1991). Disse omfatter blant annet følgende anbefalinger: 

• Ozonkonsentrasjonen bestemmes i 5 ulike posisjoner (helst jevnt fordelt) langs 

strømningsretningen i kammeret og i noen tilfeller 2 ulike posisjoner i planet for hvert 

av disse. 

• Effektiv konsentrasjon C AVG bestemmes som aritmetisk middel dersom prøvepunktene 

er ekvidistant plassert langs kammerets strømningsretning. Dersom prøvepunktene 

ikke er plassert ekvidistant langs strømningsretningen, men like fullt dekker 

kammerets ustrekning i strømningsretningen, anbefales det at C AVG beregnes ved 

arealbetraktninger (integralet for konsentrasjonsprofilen delt på distansen profilen 

dekker). 

Hvilke korrelasjoner som kan benyttes ved indirekte prediksjon av effektiv C (=C AVG ved 

direkte bestemmelse) avhenger av kontaktkammerets virkemåte som gitt i Figur 7.3. 

Tabell 7.9 Korrelasjoner for prediksjon av effektiv konsentrasjon C basert på utløps- og 

evt. innløpskonsentrasjon 

Turbininnblanding 

(Turbine) 

C = C ut 

C = 

Med-strøms boblekolonne 

(Co-current flow) 

C = C ut eller 

C = (C inn + C ut )/2 

Mot-strøm boblekolonne 

(Counter-current flow) 

C = C ut /2 

Reaktiv kontakttank 

(Reactive flow) 

C = C ut 

Effektiv konsentrasjon (= C AVG ved direkte bestemmelse) som skal benyttes i 

beregning av CT. 

C inn = Konsentrasjon av løst ozon målt ved kammerets innløp. 

C ut = Konsentrasjon av løst ozon målt ved kammerets utløp. 

Det poengteres at denne metoden forutsetter en målbar C ut (>0). 

7.5.1.2 Inaktivering etter T 10 metoden 

Metoden kan benyttes når T 10 /HDT > 0,3 (HDT = teoretisk hydraulisk oppholdstid, V/Q), 

men også når T 10 /HDT < 0,3 forutsatt at kravet til log inaktivering i ozontrinnet er mindre enn 

2,5. Bestemmelsen av T 10 er som angitt i kapittel 7.1.2 og C bestemmes som angitt i kapittel 

7.4.1.1 (for eksempel C AVG ). Beregnet CT-verdi blir da CT calc = C AVG T 10 . CT calc 

sammenlignes så med nødvendig CT-verdi fra tabell, CT tabell , (Tabell 7.10 og Tabell 7.11 for 

henholdsvis Giardia og virus) for å oppnå ønsket inaktivering. Selve sammenligningen av 

CT calc og CT tabell kan gjøres direkte eller for eksempel som skissert i kapittel 7.4.2. 

Når ozoneringstrinnet består av flere kammer, vil summering av T 10 for hvert kammer 

underestimere T 10 i forhold til T 10 for hele systemet (dvs at T 10, total > T 10, kammer 1 + T 10, kammer 2 

+ … + T 10, kammer n ). EPA tillater derfor at man benytter den totale T 10 for hele systemet og 


korrigerer for volumfraksjonen til de ulike segmentene når CT beregnes. Hvis man for 

eksempel har et system bestående av 3 kammer med en total T 10 for hele systemet lik T 10, total , 

og henholdsvis volum V 1 , V 2 og V 3 , samt gjennomsnittlig ozonkonsentrasjon på C 1 , C 2 og C 3 , 

for de tre kamrene, kan CT for systemet beregnes som følger: 

CT calc = [C 1 T 10, total V 1 / V to tal ] + [C 2 T 10, total V 2 / V total ] + [C 3 T 10, total V 3 / V total ] 

Dette gjelder selv om ozonkonsentrasjonen i ett av kamrene er null. Det forutsettes da 

imidlertid at V null / V to tal < 0,5. 

Tabell 7.10 USEPA sine krav til CT for å oppnå ulik krav til inaktivering av Giardia ved 

bruk av ozon (USEPA 1991, Giudance manual for the compliance with the filtration and 

disinfection requirements for public water systems using surface water sources). 

Log 

Temperatur (ºC) 

inaktivering 

≤ 1 5 10 15 20 25 

0,5 0,48 0,32 0,23 0,16 0,12 0,08 

1,0 0,97 0,63 0,48 0,32 0,24 0,16 

1,5 1,5 0,95 0,72 0,48 0,36 0,24 

2,0 1,9 1,3 0,95 0,63 0,48 0,32 

2,5 2,4 1,6 1,2 0,79 0,60 0,40 

3,0 2,9 1,9 1,4 0,95 0,72 0,48 

Tabell 7.11 USEPA sine krav til CT for å oppnå ulik krav til inaktivering av virus ved bruk 

av ozon (USEPA 1991, Giudance manual for the compliance with the filtration and 

disinfection requirements for public water systems using surface water sources). 

Log 

Temperatur (ºC) 

inaktivering 

≤ 1 5 10 15 20 25 

2,0 0,9 0,6 0,5 0,3 0,25 0,15 

3,0 1,4 0,9 0,8 0,5 0,4 0,25 

4,0 1,9 1,2 1,0 0,6 0,5 0,3 

7.5.1.3 Inaktivering etter CSTR-metoden 

Bruk av CSTR-metoden for beregning av inaktiveringseffekt for Giardia og virus anbefales 

for kontaktkammere med betydelig grad av tilbakeblanding eller dersom det ikke foreligger 

resultater fra tracerstudier (se også Figur 7.3). Metoden anses som svært konservativ, og bør 

unngås hvis andre metoder er tilgjengelige. 

Ved bruk av denne beregningsmåten kommer CT-verdi tabellen (Tabell 7.10 og Tabell 7.11) 

ikke til dirkete anvendelse. I stedet beregnes inaktiveringseffekten direkte som følger: 

- Log (I/I 0 ) = Log (1 + 2,303 · k · C · HDT) 

Der: -Log (I/I 0 ) = log inaktivering 

k 

= inaktiveringskoeffisient (L/mg min) 

C = effektiv konsentrasjon (bestemmes som angitt i kapittel 7.4.1.1) 

HDT = teoretisk hydraulisk oppholdstid (V/Q) 

Inaktiveringskoeffisienten k er beregnet fra CT- verdi tabellen i henhold til Chick’s lov der k 

= -log(I/I 0 )/(CT). Verdier for ulike vanntemperaturer er gitt i Tabell 7.12. Alternativt kan 


ligning over re-arrangeres slik at nødvendig CT-verdi (basert på teoretisk hydraulisk 

oppholdstid, HDT) beregnes når ønsket grad av inaktivering er kjent: 

C (HDT) = [1-(I/I 0 )] / [2,303 k (I/I 0 )] 

Tabell 7.12 Inaktiveringskonstant for Giardia og virus for anvendelse i CSTR-metoden. 

Konstanten er bestemt fra k = -log(I/I 0 )/(CT). 

Vanntemperatur (ºC) 

0,5 5 10 15 20 25 

Giardia 1,03 1,58 2,08 3,12 4,17 6,25 

Virus 2,22 3,33 4,00 6,67 8,00 13,3 

7.5.1.4 Inaktivering etter SFA-metoden 

Metoden Segregated Flow Analysis (SFA) krever at det er tilgjengelig høy oppløselig tracer 

data for ozon tankene, dvs tilstrekkelig hyppig prøvetakingsfrekvens (spesielt fram til T 10 ) og 

begrenset spredning i datapunktene. Metoden antar at inaktivering i kontakttank kan 

bestemmes av produktet av sannsynligheten for to hendelser: 1) sannsynlighetsfordeling for at 

vannet forblir i kontakttanken, og 2) sannsynlighetsfordelingen for at organismer skal 

overleve ferden gjennom kontakttanken. Den første sannsynlighetsfunksjonen, som beskriver 

sjansen for at en mikroorganisme skal forbli i tanken en gitt tid, bestemmes med tracer studie 

der oppholdstiden til hver fraksjon av vann gjennom tanken indikeres. Den andre 

sannsynlighetsfunksjonen, som beskriver sjansen for at en mikroorganisme skal overleve en 

eksponering til et desinfeksjonsmiddel i en gitt tid, er gitt ved en modifisert Chick’s ligning, 

(I/I 0 ) = 10 -kCt . Hver vannfraksjon vil da ha forskjellig ”t”. 

Analysen kan gjennomføres i et regneark ved bruk av tracer-kurve, inaktiveringskonstant og 

ozonkonsentrasjon. Regnearket vil da være bygd opp av følgende sentrale kolonner: 

a) Tid fra dosering av tracer (”slug dose”) til prøvetaking og analyse av tracer 

konsentrasjon i utløpet. 

b) Utløpskonsentrasjonen av tracer etter ulike tidspunkt (F(t)) korrigert for 

innløpskonsentrasjonen, dvs den relative utløpskonsentrasjonen, C ut / C inn . 

c) Den fremoverderiverte av tracerresponsen (”density of the expectancy function”), 

estimert ved: 

⇒ E(t) = [F(t + dt) – F(t)] / dt 

⇒ Fremoverderivasjonen medfører at kurven forskyves en halv dt i konservativ 

retning. 

d) Beregnet overlevelse basert på Chick’s ligning, 10 –kCt . 

e) Beregnet forventet overlevelsesfunksjon (”survival expectancy function”), Es(t). 

⇒ Es(t) = E(t) (10 -kCt ). 

f) Beregnet overlevelse i hvert vannsegment som passerer gjennom tanken. 

⇒ Summering av kolonnen gir kumulativ overlevelsesforhold (I/I 0 ), dvs forventet 

log inaktivering for alt vannet som passerer gjennom tanken. 

7.5.2 Inaktivering av Cryptosporidium 

LT2ESWTR (USEPA August 2003) og LT2ESWTR Toolbox Guidance Manual (USEPA 

June 2003c) er USEPA’s siste foreslåtte dokumenter om inaktivering av Cryptosporidium. 

Når ikke annet er nevnt, er dette del-kapitlet basert på disse dokumentene. Man må imidlertid 

være oppmerksom på at disse dokumentene er forslag som fortsatt er på høring, slik at det 

fortsatt kan komme endringer i de endelige utgavene. 


USEPA anbefaler tre ulike metoder for beregning av log inaktivering av Cryptosporidium: 

• T 10 metoden (kontaktkamre med dokumentert tilnærmet stempelstrøming). 

• CSTR metoden (kontaktkamre med stor grad av tilbakeblanding eller hvor 

stempelstrøming ikke er dokumentert eller sannsynliggjort). 

• Extended CSTR-zone metoden (for systemer med tre eller flere kontaktkamre i serie). 

I tillegg har EPA SFA-metoden til vurdering som en fjerde metode. Den anbefales foreløpig 

ikke da det er en del detaljer ved metoden som fortsatt ikke er avklart. EPAs anbefalinger for 

valg av metode for beregning av log inaktivering av Cryptosporidium ved ozonering er 

fremstilt grafisk i Figur 7.4. 

MED ozontilsats 

Kontaktkammer 

med/uten ozontilsats ? 

(C inn =0) 

UTEN ozontilsats 

JA 

Ingen log 

inaktiveringskreditt 

for 

Crypto 

Første kammer med 

ozontilsats ? 

(C inn =0) 

NEI 

Etterfølgende kammer med 

ozontilsats 

(C inn > 0) 

# konsekutive 

reaktive kamre? 

< 3 

≥ 3 

Extended- 

CSTR-zone 

metode for 

hvert kammer 

Tracerstudier ? 

* 

JA 

NEI 

Stempelstrømning? 

(T 10 / HDT >= 0,3) 

JA 

NEI 

T 10 -metoden 

for hvert kammer 

CSTR-metoden 

for hvert kammer 

Figur 7.4 

Beslutningstre for valg av metode for beregning av log inaktivering av 

Cryptosporidium ved ozonering (USEPA, 2003) 

Som det fremgår av Figur 7.4 er følgende kriterier som sentrale ved valg av 

beregningsmetode: 

Kontaktkammer med eller uten ozondosering (reaktivt kammer) 


Ved valg av beregningsmetode får dette først og fremst betydning i forhold til om Extended 

CSTR-zone metoden kan benyttes i systemer med 3 eller flere etterfølgende kontaktkammer. 

Dette er imidlertid også et sentralt kriterium med hensyn på hvordan den effektive 

konsentrasjonen C som benyttes i beregningsmetodene skal estimeres. 

Første kammer med ozondosering? 

Det foreslås at det første kammeret hvor ozon kommer i kontakt med vannet ikke godskrives 

log inaktiveringseffekt med hensyn på Cryptosporidium. Dette representerer en betydelig 

innskjerping i forhold til anbefalingene gitt med hensyn på inaktivering av Giardia og virus 

(USEPA, 1991). 

Dokumenterte hydrauliske forhold i kammeret? 

Valg av beregningsmetode avhenger endelig av om det kan dokumenteres stor grad av 

stempelstrømning gjennom kontaktkammeret. LT2ESWTR Guidance manual uttrykker ikke 

eksplisitt noe krav til forholdet mellom T 10 og teoretisk hydraulisk oppholdstid (HDT) for at 

T 10 metoden kan benyttes. I veiledningen til den såkalte Surface Water Treatment Rule 

(USEPA,1991), som prinsippene i LT2ESWTR Guidance manual til en stor grad bygger på, 

er det imidlertid anbefalt at T 10 /HDT bør være større eller lik 0,3 for at T 10 -metoden kan 

benyttes. 

Generelt er det slik at T 10 metoden krever større innsats (dokumentere T 10 ved tracerstudier), 

mens CSTR-metoden medfører at det må benyttes en høyere ozondose for å oppnå en gitt log 

inaktivering. 

7.5.2.1 Inaktivering etter T 10 metoden 

Som nevnt over er T 10 -metoden for å beregne log inaktivering av Cryptosporidium egnet for 

kontaktkamre med tilnærmet stempelstrømning. Metoden er basert på at kontakttiden settes 

lik T 10 bestemt ved tracerstudier, der T 10 er definert som tiden det tar for 10% av en tracer å 

passere kammeret. Dersom det ikke foreligger resultater fra tracerstudier anbefales det å 

benytte CSTR-metoden. Det poengteres spesifikt at T 10 /T estimatene (der T er teoretisk 

hydraulisk oppholdstid) for tanker med ulike ”baffling”-karakteristikker gitt tabell C-5 i 

SWTR Guidance manual (EPA, 1991) er basert på studier i rentvannsmagasiner (clearwells) 

og at EPA per dato (august 2003) ikke er kjent med tilsvarende studier for ozonkontaktorer 

som godtgjør bruken av nevnte T 10 /T estimater. 

Trinnvis er T 10 -metoden for beregning av CT og log inaktivering av Cryptosporidium som 

følger: 

1) Bestem T som T 10 ved hjelp av tracerstudier. 

2) Bestem C som C AVG direkte ved opptak av konsentrasjonsprofil i hvert kammer eller 

estimer C avhengig av reaktortype i henhold til Tabell 7.9. 

3) Beregn CT calc ved å multiplisere verdiene for C og T for hvert kontaktkammer unntatt 

det første innblandingskammeret (kan ikke godskrives inaktivering av 

Cryptosporidium). 

4) Avles CT for den aktuelle log inaktiveringen som ønskes oppnådd og gjeldende 

temperatur, CT tabell , fra Tabell 7.13. 

5) Beregn forholdet CT calc /CT tabell for hvert kammer. 

6) Summer CT calc /CT tabell forholdene for kamrene i systemet (unntatt første 

innblandingskammeret). 

7) Dersom summen av CT calc /CT tabell forhold er større eller lik 1 kan det antas at ønsket 

log inaktivering (jfr punkt 2) er oppnådd. 


Alternativt kan CT calc sammenlignes direkte med CT Tabell . Før øvrig vises det til kapittel 

7.4.1.2. 

Tabell 7.13 Tilhørende verdier for CT og log inaktivering av Cryptosporidium for bruk av 

T 10 –metoden. (CT-verdiene skal ikke benyttes direkte ved beregning etter CSTR-metoden). 

Log 

inaktivering 

Vanntemperatur (ºC) 1 

≤ 0,5 1 2 3 5 7 10 15 20 25 

0,5 12 12 10 9,5 7,9 6,5 4,9 3,1 2,0 1,2 

1,0 24 23 21 19 16 13 9,9 6,2 3,9 2,5 

1,5 36 35 31 29 24 20 15 9,3 5,9 3,7 

2,0 48 46 42 38 32 26 20 12 7,8 4,9 

2,5 60 58 52 48 40 33 25 16 9,8 6,2 

3,0 72 69 63 57 47 39 30 19 12 7,4 

CT verdier mellom indikerte temperaturer kan bestemmes ved interpolering. 

7.5.2.2 Inaktivering etter CSTR-metoden 

Bruk av CSTR-metoden for beregning av inaktiveringseffekt for Cryptosporidium anbefales 

for kontaktkammere med betydelig grad av tilbakeblanding eller dersom det ikke foreligger 

resultater fra tracerstudier. 

Ved bruk av denne beregningsmåten kommer CT-verdi tabellen (Tabell 7.13) ikke til dirkete 

anvendelse. I stedet beregnes inaktiveringseffekten som følger (på samme måte som for virus 

og Giardia men med en annen inaktiveringskoeffisient): 

- Log (I/I 0 ) = Log (1 + 2,303 · k 10 · C · HDT) 

-Log (I/I 0 ) = log inaktivering 

k 10 = inaktiveringskoeffisient (L/mg min) 

C = effektiv konsentrasjon (bestemmes som angitt i kapittel 7.4.1.1) 

HDT = teoretisk hydraulisk oppholdstid 

Inaktiveringskoeffisienten k 10 er beregnet fra CT-tabellen i henhold til formel under og 

verdier for ulike vanntemperaturer er gitt i Tabell 7.14. 

Log inaktivering = k 10 · CT 

Tabell 7.14 Inaktiveringskonstant for Cryptosporidium for anvendelse i CSTR-metoden. 

Vanntemperatur (ºC) 

≤ 0,5 1 2 3 5 7 10 15 20 25 

k 10 0,0417 0,0430 0,0482 0,0524 0,0629 0,0764 0,101 0,161 0,254 0,407 

For interpolering mellom to temperaturer i tabellen benyttes formel under 

k 10 = 0,0397 · 1,09757 T 

der: 

T = Temperatur, (ºC) 


7.5.2.3 Inaktivering etter Extended CSTR-metoden 

I motsetning til for CSTR-metoden der ozonkonsentrasjonen måles (eventuelt ansås) i hvert 

kammer der inaktiveringen skal beregnes, vil man ved extended CSTR-metoden beregne 

ozonkonsentrasjonen i hvert kammer via modellering av ozon decay. Extended CSTRmetoden 

er derfor en mer sofistikert metode der man kan benytte lavere ozondoser for å nå 

samme grad av inaktivering. Til gjengjeld kreves det større grad av måling og evaluering. 

Ved bruk av metoden benyttes den teoretiske oppholdstiden (HDT), og det antas fullstendig 

omblanding i hvert kammer (serie av tanker med ”complete mix flow”). Det er en 

forutsetning for å benytte Extended CSTR-metoden at reaksjonssonen består av minimum 3 

etterfølgende kamre. Videre kan ikke metoden benyttes på kamre med ozontilsats (dissolution 

kamre), dvs metoden kan bare benyttes på reaksjonskamre. Det betyr i praksis at når man 

ønsker å benytte Extended CSTR-metoden, må denne kombineres med andre metoder for 

deler av ozoneringstrinnet. For eksempel, kan Extended CSTR-metoden benyttes på den delen 

hvor man har 3 eller flere etterfølgende reaksjonskamre, mens CSTR-metoden da må benyttes 

på oppløsningskamre og de øvrige reaksjonskamre. Dette er illustrert i Figur 7.5. 

Figur 7.5 

Eksempel på bruk av CSTR-metoden og Extended CSTR-metoden på et 

multikammer ozoneringstrinn. 

Extended CSTR-metoden innebærer at ozonkonsentrasjonen (C 1 , C 2 og C 3 ) måles i tre 

forskjellige kamre (innløpet til første reaksjonskammer skal ikke være ett av dem). Basert på 

disse tre målingene beregnes en ozon decay koeffisient (k * ) og innløpskonsentrasjonen (C in ) 

til første reaksjonskammer. Dette er illustrert i Figur 7.6. De beregnede verdiene for ozon 

decay koeffisienten og ozon innløpskonsentrasjonen benyttes så til å beregne ozon 

utløpskonsentrasjonen fra hvert kammer. Disse konsentrasjonene benyttes deretter til å 

beregne graden av inaktivering i hvert kammer. Deretter summeres disse til en total 

inaktivering for hele ozoneringstrinnet. De matematiske sammenhengene er vist nedenfor. 


Figur 7.6 

Eksempel på måling av ozonkonsentrasjon for beregning av inaktivering med 

Extended CSTR-metoden. 

Ozonkonsentrasjonen i utløpet av kammer x i den extended CSTR sonen er gitt ved: 

C x = C in / [1 + k * (V 0-x / (N 0-x · Q))] N0-x 

Der: k * = Beregnet første ordens ozon decay koeffisient (min -1 ). 

C in = Beregnet ozonrest konsentrasjon i innløpet til extended CSTR sonen (mg/L). 

V 0-x = Volum fra begynnelsen av CSTR sonen og til utløpet av kammer x (m 3 ). 

N 0-x = Antall kammer fra begynnelsen av CSTR sonen og til utløpet av kammer x. 

Q = Vannføring gjennom kamrene (m 3 /min). 

Basert på beregnet C i ligningen over, beregnes log inaktivering for hvert kammer på samme 

måte som ved CSTR-metoden: 

- Log (I/I 0 ) = Log (1 + 2,303 · k 10 · C · HDT) 

der: -Log (I/I 0 ) = log inaktivering. 

k 10 = Inaktiveringskoeffisient (L/mg min) fra samme tabell som for CSTRmetoden. 

C 

= Beregnet ozon konsentrasjon fra ligningen over (mg/L). 

HDT = Teoretisk hydraulisk oppholdstid (min). 

Den totale inaktiveringen for den extended CSTR sonen finnes så ved å summere log 

inaktiveringen beregnet for hvert kammer. 


For å bestemme ozon decay koeffisienten, k * , og ozonrest konsentrasjon i innløpet til 

extended CSTR sonen, C in , må det gjøres ozonrestmåling i tre av kamrene, henholdsvis C 1 , C 2 

og C 3 (se også Figur 7.6). Ozon decay koeffisienten k * bestemmes da ved prosedyren som er 

angitt nedenfor. 

Først bestemmes decay koeffisient basert på målepunkt 1 og 2: 

k * 1-2 = [N 1-2 · Q / V 1-2 ][(C 1 / C 2 ) (1 / N1-2) – 1] 

der: k * 1-2 = Første ordens ozon decay koeffisient mellom målepunkt 1 og 2 (min -1 ). 

C 1 = Målt ozonrestkonsentrasjon i målepunkt 1 (mg/L). 


V 1-2 = Volum mellom målepunkt 1 og 2 (m 3 ). 

N 1-2 = Antall kammer mellom målepunkt 1 og 2. 

Q = Vannføring gjennom kamrene (m 3 /min). 

Deretter bestemmes decay koeffisient basert på målepunkt 1 og 3: 

k * 1-3 = [N 1-3 · Q / V 1-3 ][(C 1 / C 3 ) (1 / N1-3) – 1] 

der: k * 1-3 = Første ordens ozon decay koeffisient mellom målepunkt 1 og 3 (min -1 ). 


V 1-3 = Volum mellom målepunkt 1 og 3 (m 3 ). 

N 1-3 = Antall kammer mellom målepunkt 1 og 3. 

Ozon decay koeffisienten bestemmes da ved: 

k* = (k * 1-2 + k * 1-3) / 2 

Det er vanlig at k * 1-2 og k * 1-3 avviker noe fra hverandre, men det anbefales at 

[abs(k * - k * 1-i) / k * ] ≤ 20 % 

Ozonrest konsentrasjon i innløpet til extended CSTR sonen, C in , kan i teorien måles. Det 

anbefales imidlertid ikke å gjøre dette da den målte verdien normalt er høyere enn en 

predikert verdi basert på første ordens ozon decay. I stedet anbefales det derfor å beregne C in 

ved å ekstrapolere decayfunksjonen fra nedstrøms restozonkonsentrasjoner. C in beregnes da 

ved hjelp av de målte restozonkonsentrasjonene C 1 , C 2 og C 3 , samt den beregnede decay 

koeffisienten, k * . Følgende prosedyre anbefales: 

C in,1 = C 1 [1 + k * (V 0-1 / (N 0-1 · Q))] N0-1 

C in,2 = C 2 [1 + k * (V 0-2 / (N 0-2 · Q))] N0-2 

C in,3 = C 3 [1 + k * (V 0-3 / (N 0-3 · Q))] N0-3 

der: C in,1 = Beregnet ozonrest konsentrasjon i innløpet til extended CSTR sonen basert 

på målepunkt 1 (mg/L). 


C in,2 

= Beregnet ozonrest konsentrasjon i innløpet til extended CSTR sonen basert 


C in,3 = Beregnet ozonrest konsentrasjon i innløpet til extended CSTR sonen basert 


V 0-1 = Volum mellom innløp til Extended CSTR sone og målepunkt 1 (m 3 ). 



N 0-1 = Antall kammer mellom innløp til Extended CSTR sone og målepunkt 1. 



De øvrige parametrene er som definert over. 

C in er så beregnet som gjennomsnittet av C in,1 , C in,2 og C in,3 : 

C in = [C in,1 + C in,2 + C in,3 ] / 3 

7.5.2.4 Andre metoder for beregning av inaktivering av Crypto 

I USEPA sitt første utkast til forslag ved innføring av LT2ESWTR (USEPA, November 2001) 

ble det foreslått en annen metode for beregning av inaktivering av Cryptosporidium. Denne 

har EPA i ettertid gått bort fra. Den nevnes likevel her siden den kan være av interesse ved 

vurdering av norske krav. Beregningsmetoden var basert på historiske data som ble benyttet 

til å utvikle en prediktiv for log inaktivering basert på gjennomsnittlig CT-verdi: 

Log I = 0.051 · CT · (1.10) Temp 

Tilsvarende ligning på 75 % konfidens nivå er angitt til: 

Log I = 0.035 · CT · (1.10) Temp 

Og tilsvarende ligning på 90 % konfidensnivå er angitt til: 

Log I = 0.026 · CT · (1.10) Temp 

Ved beregning av CT-verdien anbefales det å benytte T 10 som kontakttid. Hvis man benytter 

restozonkonsentrasjonen (dvs utløpskonsentrasjonen fra det aktuelle segmentet), kan log 

inaktivering beregnes ved bruk av ligningen over for 75 % konfidens nivå. Hvis man derimot 

benytter ligningen over for 90 % konfidensnivå, kan det benyttes en effektiv 

ozonkonsentrasjon, C eff , basert på geometrisk gjennomsnittsverdi av innløps- og 

utløpskonsentrasjonen i stedet for utløpskonsentrasjonen: 

C eff = (C innløp · C utløp ) ½ 

der: C eff = Effektiv ozonkonsentrasjon gjennom det aktuelle segmentet. 

C innløp = Ozonkonsentrasjonen i innløpet til segmentet. 

C utløp = Ozonkonsentrasjonen i utløpet fra segmentet. 

Det er imidlertid lagt opp til at C innløp og C utløp skal måles da det ikke er angitt noen måte å 

beregne disse på. 


7.6 UV-anlegg 

7.6.1 Generelt 

Bruk av ultrafiolett lys (UV) for desinfeksjon er en relativt ny metode i USA, og den er blitt 

svært aktuell på grunn av sin effektivitet overfor protozoer og bakterier (se kapittel 3 for 

nærmere beskrivelse av UV-metoden). For å oppnå inaktiveringskreditt må effekten 

dokumenteres ved biodosimetertest, og USEPA har utviklet prosedyre og dosekrav for 

Cryptosporidium, Giardia og virus som skal benyttes under slike tester. 

Som nevnt tidligere i rapporten er UV-dosen (D) gitt som produktet av strålingsintensitet (I) 

og strålingstid (t): 

D = I . t 

D = dosen uttrykt i mWs/cm 2 evet mJ/cm 2 eller J/m 2 (1 M Ws/cm 2 = 1 mJ/cm 2 = 10 J/m 2 ) 

I = Strålingsintensitet (mW/cm 2 ) 

t = Strålingstiden (s) 

7.6.2 Biodosimeter test 

Hensikten med testen er å forsikre seg om at reaktoren gir den grad av inaktivering som 

kreves i det gitt tilfellet. Andre tilsvarende tester (for eksempel öNORM M5873-1, öNORM 

M5873-2, DVGW W294, NSF/ANSI standard 55, hvis tilfredsstillende grad av inaktivering 

er blitt dokumentert) kan også brukes i stedet for den som er angitt her (USEPA june 2003a). 

Testen skal bestemme et sett driftsbetingelser som vannverket kan benytte for å forsikre seg 

om at anlegget til enhver tid leverer den nødvendige dosen for tilstrekkelig inaktivering av 

patogener. Testen skal minimum bestemme effekten av følgende: 

• Varierende driftsforhold 

⇒ UV intensitet (målt med UV-intensitetssensor), vannmengde, lampestatus. 

• Variasjon i faktorer som påvirker levert UV-dose 

⇒ Lampe alder, belegg på lampehylse, vannets UV-transmisjon, innløps- og 

utløpskonfigurasjon til reaktoren, dose distribusjon forårsaket av 

hastighetsprofiler gjennom reaktoren, feil på lamper eller andre kritiske 

komponenter, måleusikkerhet på on-line sensorer. 

Den eksperimentelle delen skal bestå av en laboratoriedel (for å bestemme dose-respons 

karakteristikken til test organismen) og en fullskaladel (der test organismen doseres ved de 

ulike eksperimentelle betingelsene og responsen i form av inaktivering måles). Dette er 

illustrert i Figur 7.7. 

Som test organisme benyttes MS2 phage (B. subtilis brukes i en del andre tilsvarende tester). 

Fra laboratorie testene lages det en kurve over UV-dose mot log inaktivering av test 

organismen under optimale stasjonære forhold. Dataene evalueres og det lages en 

regresjonsligning basert på dem. Deretter gjennomfører man fullskalaforsøk (med den 

aktuelle UV-reaktoren) med den samme test organismen ved forskjellige forsøksbetingelser 

og beregner log inaktivering i hvert forsøk. De ulike forsøksbetingelsene skal inkludere 

variasjoner i for eksempel vannmengde (Q), vannets UV-transmisjon (UVT), målt UVintensitet, 

temperatur, lampe alder og fouling. 


Figur 7.7 

Skjematisk fremstilling av valideringstest (biodosimetrisk test). 

Med utgangspunkt i figuren som fremkom i laboratorietesten (eller riktigere sagt, 

regresjonsligningen som fremkom), tar man log inaktiveringen funnet i fullskalaforsøket og 

beregner hvilken UV-dose denne inaktiveringen tilsvarer for de ulike forsøksbetingelsene 

(basert på ovennevnte regresjonsligning). Denne ”UV-dosen” kalles RED (Reduction 

Equivalent Dose). Siden det ikke er mulig å måle UV-dosen direkte et UV-aggregat, settes på 


denne måten RED lik den UV-dosen i laboratorietesten som gir samme grad av inaktivering 

av testorganismen som måles i gjennomstrømnings UV-reaktoren under 

biodosimetertestingen. Det lages så en ny regresjonsligning for RED som funksjon av 

driftsparametere som for eksempel Q, vannets UVT og målt UV-intensitet. Denne ligningen 

danner basis for hvilke doser anlegget leverer under de ulike betingelsene (dvs for hvilke 

betingelser anlegget leverer en tilfredsstillende dose). 

7.6.3 Krav til UV-dose 

Krav til dose for å nå en gitt log inaktiveringskreditt er kalt RED target. Denne er 

fremkommet ved statistisk bearbeiding av historiske laboratoriedata over UV-dose og 

inaktivering av bestemte patogene organismer (Cryptosporidium parvum, G.lamblia, Giardia 

muris og adenovirus 40 og 41), og er vist i Tabell 7.15. RED target fremkommer da ved å 

multiplisere dosene i Tabell 7.15 med en sikkerhetsfaktor. Denne sikkerhetsfaktoren er 

forskjellig avhengig av hvordan dataene bearbeides (j.fr. Tier 1 og Tier 2 i Figur 7.7). Tabell 

7.16 viser RED target hvis man følger den forenklede vurderingen av biodosimeterdataene 

(Tier 1, som medfører at det er benyttet en forhåndsbestemt sikkerhetsfaktor) som angitt i 

Figur 7.7. For å bestemme anleggets log inaktiveringkreditt for de gitte betingelsene 

sammenlignes RED med Red target. 

Tabell 7.15 Basis for UV-dose krav (Dp) for inaktivering av Cryptosporidium, Giardia og 

virus etter Tier 2 (RED target fremkommer ved å multiplisere Dp med en sikkerhetsfaktor). 

Hvis man behandler dataene etter ”Tier 2” (som er vesentlig mer komplisert), kan man 

benytte noe lavere sikkerhetsfaktor for å bestemme RED target. Da har man imidlertid ikke en 

forhåndsbestemt sikkerhetsfaktor, men må bestemme den i hvert enkelt tilfelle. RED target 

bestemmes ved å ta utgangspunkt i verdiene i Tabell 7.15 (Dp), og multipliserer disse med en 

sikkerhetsfaktor (SF) sammensatt av en RED bias, en polykromatisk bias og en 

usikkerhetsfunksjon, dvs sikkerhetsfaktoren er: 

SF = B RED · B Poly · (1 + e) 

Der B RED er RED bias og er en korreksjon som tar hensyn til forskjellen i forventet dose 

levert til målorganismen i forhold til målt dose ved bruk av testorganismen i biodosimeter 

testen. Hvis testorganismen er mer resistent mot UV-lys enn målorganismen, vil målt RED i 

biodosimetertesten være større enn forventet levert dose til målorganismen, hvilket korrigeres 

for med B RED , som finnes fra tabell. Når testorganismen er lik eller mer sensitiv til UV-lys 

enn målorganismen er B RED = 1.0. B Poly er polykromatisk bias som korrigerer for bølgespekter 

forskjeller mellom test og driftsforhold. Denne gjelder bare for mellomtrykkslamper og finnes 

fra tabell. For lavtrykkslamper er B Poly = 1.0. Utvidet usikkerhet, e, inkluderer usikkerhet 

forbundet med målingene under biodosimeter testen, samt usikkerhet assosiert med 

måleutstyr. RED target (for Tier 2) bestemmes da fra Dp i Tabell 7.15 og beregnet 

sikkerhetsfaktor, SF: 

RED target (Tier 2) = Dp · SF 


Tabell 7.16 Tier 1 RED target (dvs krav ved forenklet vurdering av biodosimeter dataene) 

for lavtrykkslamper (LPHO) og mellomtrykkslamper (MP). 

Log 

inaktivering 

0,5 

Giardia 

LPHO 

MP 

6,6 7,5 

Crypto 

LPHO 

MP 

6,8 7,7 

Virus 

LPHO 

MP 

55 63 

1,0 

9,7 11 

11 12 

81 94 

1,5 

13 15 

15 17 

110 128 

2,0 

20 23 

21 24 

139 161 

2,5 

26 30 

28 32 

169 195 

3,0 

34 40 

36 42 

199 231 

3,5 

227 263 

4,0 

259 3000 

7.6.4 Enkelte driftsaspekt 

Det stilles krav til innløps- og utløpsarrangementet fordi de hydrauliske forholdene har stor 

innflytelse på dosen som leveres. Når man har flere UV-reaktorer i parallell, må man påse at 

de hydrauliske forholdene tilsier at man får en jevn fordeling av vannmengde mellom UVreaktorene. 

Dimensjonerende vannmengde for hver UV-reaktor er da gitt ved: 

Q reaktor = [Q total · (1 + E)] / N 

Der Q total og Q reaktor er henholdsvis den totale vannmengden og vannmengden som hver UVreaktor 

dimensjoneres for, N er antall UV-reaktorer i parallell og E er beregnet maksimale 

vannfordelingsfeil i prosent (bestemt via hydrauliske beregninger eller modellering). 

Det kreves kontinuerlig målinger (for eksempel Q, UVT, UV-intensitet) for å dokumentere at 

man er innenfor dosebetingelsene verifisert i biodosimeter testen. Man kan ikke sette anlegget 

i produksjon rett etter oppstart eller restart av lampene. Lavtrykkslamper kan settes i 

produksjon ca 15 sekunder etter oppstart/restart. For høy intensitets lavtrykkslamper (LPHO) 

og mellomtrykkslamper (MP) kreves det imidlertid en oppvarmingsperiode før de kan settes i 

produksjon (se Tabell 7.17). 

Tabell 7.17 Eksempel på oppstart og restart tider for høy intensitets lavtrykkslamper 

(LPHO) og mellomtrykkslamper (MP). 


Det stilles også en rekke andre driftskrav som for eksempel måling av UVT, UV-intensitet og 

vannføring, beregning av dose, lampe skifte, instrument kontroll og kalibrering, alarm 

funksjoner, automatisk stengning av anlegg ved alvorlige feil, reserve strømforsyning, osv. 

For mer detaljert beskrivelse av kravene til UV-anlegg, test prosedyre og drift, vises det til 

USEPA: ”Ultraviolet Disinfection Guidance Manual”, June 2003. 


8 Forslag til en prosedyre for bestemmelse av optimal 


Det er ikke lett å forholde seg til kravene om to hygieniske barrierer i forskrift og veiledning – 

verken for forvaltningsmyndighet (Mattilsynet), anleggseiere eller rådgivere. Det er derfor 

behov for en prosedyre for hvordan man skal gå fram for å bestemme hva som vil være god 

desinfeksjonspraksis i et gitt tilfelle. En slik prosedyre som kan lede fram til bestemmelse av 

hva man (som et minimum) bør sette inn av desinfeksjonstiltak, vil kunne lette arbeidet for 

alle parter som deltar i dette arbeidet. 

Det presiseres at det forslag til prosedyre som her legges frem for bransjen, er ment å være et 

diskusjonsgrunnlag. Innholdet i prosedyren er ikke fullstendig utarbeidet. Vi har ment at det 

vil være riktig å sette i gang en diskusjon om behovet og nødvendigheten av dette som kan 

lede fram til et opplegg som alle parter eventuelt kunne gi sin tilslutning til. Det er først da en 

slik prosedyre ville være av nytte for bransjen. 

Det er også lagt vekt på at de kriteriene som ligger til grunn for bruken må være svært enkle 

og at det ikke må kreves et svært omfattende forarbeid for å kunne ta den i bruk. Det er derfor 

viktig at man ikke ser på de kriteriene som er valgt som vitenskapelig begrunnede. De kan 

like gjerne være begrunnet ut fra logiske sammenhenger. 

8.1 Oppbygning av en prosedyre 

En prosedyre rettet mot optimal desinfeksjonspraksis, bør ta utgangspunkt i: 

• Hvilken ”risikosituasjon” vannverket står overfor 

• Hvilken ”sårbarhetssituasjon” vannverket står overfor 

• Hvilken vannkvalitet man har i kilden/råvannet 

• Hvilke tiltak som er gjort i nedslagsfelt og kilde 

• Hvilken vannbehandling utover desinfeksjon som er forutsatt 

Alle disse forhold er med å bestemme den risikosituasjon man står overfor og som bør ligge 

til grunn for de desinfeksjonstiltak som bør treffes. 

8.1.1 ”Risikosituasjonen” 

Det er selvsagt svært omfattende å kartlegge eller bestemme hvilken risikosituasjon et gitt 

vannverk står overfor. Vi har satt ”risikosituasjonen” i anførselstegn ettersom vi her foreslår å 

knytte dette begrepet til størrelsen på vannverket, og dermed egentlig til konsekvensgraden av 

en uheldig desinfeksjonspraksis. Risiko er produktet av sannsynlighet og konsekvens. For den 

enkelte spiller det ingen rolle om man blir syk av en epidemi i et lite vannverk eller i et stort, 

men for samfunnet vil konsekvensene bli større jo større vannverket er. 

Vi har derfor valgt å bruke vannverkets størrelse (antall personekvivalenter forsynt) som et 

kriterium på ”risikosituasjonen”. Dette er også et svært enkelt kriterium å bruke fordi 

kunnskap om dette alltid finnes. For at prosedyremodellen ikke skal bli omfattende, har vi 

foreslått å benytte tre nivåer; < 1000 pe, 1000 – 10000 pe og > 10.000 pe ettersom dette 

fanger godt opp størrelsesstrukturen i norsk vannforsyning. 

8.1.2 Sårbarhetssituasjonen 

Sårbarheten til et vannverk er i svært stor grad bestemt av typen av vannkilde og vi har derfor 

foreslått at typen av vannkilde trekkes inn i prosedyren som et kriterium på sårbarhet. En 


eskyttet grunnvannskilde er for eksempel mindre sårbar enn en overflatevannkilde og en 

innsjø med dypvannsinntak er mindre sårbar enn en elv/bekk. 

Det er klart at en inndeling kun basert på kildetype blir meget grov, men trekker vi inn andre 

faktorer som er relevante (for eksempel geografisk beliggenhet, grunnens beskaffenhet, 

innsjøens dybde, elvens vannføring, lokalt klima etc) blir kriteriet straks uhåndterlig. 

Vi har derfor valgt å ta utgangspunkt i tre kategorier - grunnvann, innsjø og elv/bekk. Det er 

klart at man også her kunne valgt en langt mer finmasket inndeling, men igjen har hensynet til 

enkelhet vært avgjørende. Har man vannkilder som ligger i grenseland mellom disse 

kategoriene må man utvise skjønn og plassere det aktuelle vannverk i den av de tre 

kategoriene som synes mest korrekt. 

Spesielt når det gjelder grunnvann, er det behov for noen oppklarende definisjoner. Vi har 

valgt å skille mellom: 

• Genuint grunnvann 

• Overflatevannpåvirket grunnvann 

• Grunnvann fra kunstig grunnvannsinfiltrasjon 

Genuint grunnvann stammer fra et magasin i løsavsetninger. I Veiledningen heter det at 

dersom vannets transport gjennom løsmassene i umettet og mettet sone til sammen utgjør 

minst 60 døgn, regnes dette som tilstrekkelig for å inaktivere bakterier og virus. Det er grunn 

til å tro at man her også kunne inkludere parasitter. Det er imidlertid ikke alltid lett å 

bestemme den faktiske oppholdstid og dermed bør man vurdere om andre kriterier på genuint 

grunnvann kunne brukes. Vi tar imidlertid ikke stilling til dette her, men ser heller på hva som 

ikke er genuint grunnvann, gjennom å definere de to andre kategoriene. 

Overflatevannpåvirket grunnvann, er vann: 

• fra boret eller sprengt fjellbrønn uten løsmasseoverdekning 

• borebrønn med løsmasseoverdekning på mindre enn 10 m 

• fra grunnen som stammer fra kunstig grunnvannsinfiltrasjon hvor beregnet 

oppholdstid gjennom grunnen er mindre enn 3 døgn eller vannets transport gjennom 

grunnen er mindre enn 10 m 

• fra grunnen som viser tegn til (for eksempel i hygienisk kvalitet) at det er påvirket av 

overflatevann 

• fra grunnen, men som på grunnlag av hydrogeologisk ekspertutredning kan mistenkes 

å være påvirket av overflatevann. 

Det er grunn til å gå disse kriteriene grundigere etter i sømmene i den høring som skal 

gjennomføres. 

Vi foreslår at overflatevannpåvirket grunnvann ikke skal regnes som grunnvann men som å 

komme fra en overflatevannkilde basert på elv/bekk (evt innsjø – her må skjønn utøves). 

Når det gjelder grunnvann fra kunstig grunnvannsinfiltrasjon, er dette i utgangspunktet 

overflatevann som blir forbehandlet gjennom passasje gjennom grunnen. Vi foreslår derfor å 

håndtere en slik situasjonen på samme måte som vi håndterer annen vannbehandling, nemlig 

ved at det eventuelt gis en log-kreditt (se senere) for den forbehandlingen som infiltrasjonen 

gir. Alternativt kan man se på det vann som tas ut fra brønnen som råvann. 


Når det gjelder innsjøer kan det vurderes om man skal trekke inn inntakets dybde og/eller 

oppholdstiden i innsjøen, selv om erfaringer viser at dette ikke nødvendigvis er tilstrekkelige 

kriterier. I den prosedyren som foreslås, bygger kvalitetsvurderingen på analyser i råvannet og 

derfor synes det unødvendig å differensiere mer på vannkildetypen enn det som er foreslått. 

Bestemmelse av barrierehøyde gjøres på grunnlag av vannkvalitetssituasjonen og 

anleggsstørrelsen. Som angitt i avsnitt 8.4 kommer sårbarhetssituasjonen (vannkildetype) inn i 

prosedyren først i forbindelse med tildeling av log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt og 

vannkilde. 

8.1.3 Vannkvalitetssituasjonen 

Når vi skal velge kriterium for hygienisk vannkvalitet, må vi ta hensyn til hva man faktisk 

analyserer på i det enkelte vannverk. Den norske forskriften forutsetter bestemmelse av 

koliforme bakterier, E. coli og C. perfringens og Intestinale enterokokker. Innholdet av 

koliforme bakterier sier neppe så mye om faren for hygienisk betenkelig kontaminering. 

E.coli anses som en sikker indikator for fekal kontaminering og C. perfringens er brukt som 

en indikator for resistente organismer (parasitter og virus). Vi har derfor valgt å foreslå 

tilstedeværelse av E. coli og C. perfringens som kriterier for hygienisk kontaminert vann både 

mht bakterier, virus og parasitter når det tas utgangspunkt i den normale overvåkingen 

vannverkene gjennomfører. 

Alle vannverk skal bestemme disse parametrene på vann til forbruker, men det er ikke alle 

som registrerer råvannskvaliteten. Det vil imidlertid være nødvendig å ta utgangspunkt i 

råvannskvaliteten, enten kvaliteten direkte i kilden eller i tilløpsvannet til vannverket, om man 

skal bruke den prosedyren som foreslås her. 

Vi foreslår at det skal ta utgangspunkt i registreringer av E.coli og C. perfringens i råvannet 

over en periode som ansees tilstrekkelig av tilsynsmyndighetene (f.eks de siste 3 år). 

Dersom man ikke har gjort registreringer, forutsettes det at det gjennomføres slike 

registreringer over minst ett år. 

Resultatet av den historiske registreringen vil bestemme hvordan man går videre. Man kan 

enten på grunnlag av resultatet velge en ”føre var” holdning og legges seg på et kvalitetsnivå 

som tar utgangspunkt i det verst mulige scenario når det gjelder den aktuelle vannkildetype, 

eller man kan igangsette et kartleggingsprogram over ett år for å kartlegge den hygieniske 

vannkvaliteten ytterligere. Ettersom utfordringen i stor grad er knyttet opp mot 

organismetyper som man normalt ikke analyserer på i henhold til forskriften, nemlig virus og 

parasitter, er hensikten med denne kartleggingen å gi bedre grunnlag for å fastslå 

kvalitetsnivået mht virus og parasitter enn det den vanlige overvåkningen gjør. Det foreslås 

derfor at det skal analyseres på sporer av C. perfringens samt forekomst av parasitter i 

råvannet i løpet av dette kartleggingsprogrammet. 

Det er vel kjent at det stilles spørsmålstegn ved C. perfringens som indikatororganisme og så 

snart man har innført rutiner på bestemmelse av virus (eller en bedre indikator på virus) bør 

dette tas inn i stedet for C. perfringens. 

Når det gjelder parasitter bør man i utgangspunktet analysere på både Giardia og 

Cryptosporidium ettersom det ikke er åpenbart at begge parasitter forekommer om man 


egistrerer den ene. Det kan imidlertid argumenteres for å velge bare Cryptosporidium ut fra 

det kriterium at denne parasitten har størst resistens mot desinfeksjon. 

Vi skal i det følgende forutsette at man i den kartlegging som foreslås nedenfor, analyserer 

mht både Cryptosporidium og Giardia og at nivået av enten den ene aller den andre, evt 

summen av de to legges, til grunn for hvilke tiltak som skal treffes 

Fremgangsmåten for fremskaffelse av kjennskapet til kvalitetsnivået i kilden skal beskrives 

nærmere nedenfor (avsnitt 8.2.) 

8.1.4 Tiltak i nedslagsfelt/kilde og øvrige vannbehandlingstiltak 

Den informasjon om vannverket som er fremskaffet slik som beskrevet over, gir grunnlag for 

å kategorisere vannverket til et bestemt kvalitetsnivå. Til hvert kvalitetsnivå hører en bestemt 

”barrierehøyde” uttrykt som den log-reduksjon av de ulike organisme gruppene (bakterier, 

virus og parasitter) som vannverket må ta sikte på å nå, totalt sett. 

Beskyttelsestiltak i nedslagsfelt og vannkilde gis så en nærmere spesifisert log-kreditt som 

kan trekkes fra den barrierehøyden man hadde i utgangspunktet. Likeledes gis 

vannbehandling (evt kunstig grunnvannsinfiltrasjon) utover sluttdesinfeksjonen, som gir en 

reduksjon av organismer, en nærmere bestemt log-kreditt som trekkes fra barrrierehøyden, 

slik at man til slutt å komme fram til den log-reduksjonen sluttdesinfeksjonen krever. 

Oppbygningen av prosedyren blir da prinsipielt som vist i Tabell 8.1. 

Tabell 8.1. Oppbygning av en prosedyre for bestemmelse av hygienisk barriereeffekt 

1 Bestem ”risikograd” og sårbarhet = f (anleggsstørrelse og ty pe av v annkilde) 

2 Registrer råv annets hy gieniske kvalitet = tilstedeværelse av E.coli og C. Perfringens) 

3 Gjennomf ør (evt) kartlegging mht sporer av C. Perfringens og Cryptosporidium/Giardia = f (2) 

4 Kategoriser vannv erkets kv alitetsniv å = f (1- 3) 

5 Bestem barrierehøy den uttrykt som nødv endig total log-reduskjon = f (4) 

6 Bestem log-kreditt i nedslagsfelt og kilde = f (tiltak i nedslagsfelt/kilde) 

7 Bestem log-kreditt i vannbehandling = f (v annbehandling utover sluttdesinfeksjonen) 

8 Bestem nødv endig log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen = f (5 ÷ 6 ÷ 7) 

8.2 Bestemmelse av kvalitetsnivå 

Prosedyren frem mot bestemmelse av kvalitetsnivå er illustrert ved Figur 8.1. Den vil gjelde 

for alle vannverk uansett størrelse og kildetype. Den fremgangsmåte som her er foreslått er 

enklere enn den som tidligere (på work-shop i prosjektet) er lagt fram. Vi mener den 

forenklede fremgangsmåten er mer logisk i det den ikke skiller mellom ulike vannkildetyper 

og heller ikke mellom ulike anleggsstørrelser. 

Man følger strekene i figuren fra toppen. Registreringen av vannkvalitet mht E. coli (EC) og 

C. perfringens (CP) bestemmer om man trenger å gjøre ytterligere kartlegging av 

kvalitetsnivået. Dersom man ikke har gjort målinger på råvann, kun på levert vann, må man 

gjennnomføre en kartlegging på minst ett år på råvannet. 


Dersom man ikke har registrert EC eller CP i råvannet i løpet av 3 år, behøver man ikke gjøre 

ytterligere kartlegging og vannverket vil kategoriseres med kvalitetsnivå A. 

Dersom E. coli (EC) er registrert, men ikke C. perfringens (CP), skal man sette i gang et 

kartleggingsprogram (over ett år) for å fastslå om det er sannsynlig at C. perfringens vil kunne 

forekomme i råvannet eller ikke. Dersom man gjennom kartleggningen ikke finner CP, blir 

kvalitetsnivået B. Dersom man finner CP, blir kvalitetsnivået C. 

Alternativt kan man velge ”føre var” linjen og ta utgangspunkt i kvalitetsnivå C direkte og 

dermed unngå å gjennomføre kartleggingsprogrammet. 

Historisk registrering 

av vannkvalitet 

Registrert 

situasjon 

0 EC 

0 CP 

> 0 EC 

0 CP 

> 0 EC 

> 0 CP 

Ytterligere 

kartlegging 

1 år mht 

CP 

1 år mht 

CP+P 

Resultat av 

kartlegging 

0 C P > 0 CP > 0 C P 

0 P 

> 0 CP 

> 0 P 

Kvalitetsnivå 

A B C 

C 

Crypto-/Giardia-nivå (cyster/liter) 

0,075 1,0 3,0 

C 

Da Db Dc 

Figur 8.1 

Bestemmelse av kvalitetsnivå. 

Dersom man ikke har funnet CP i den historiske registreringen, men finner sporer av CP i 

kartleggingsperioden, skal man straks igangsette undersøkelser også mht parasitter (P), dvs 

Cryptosporidium (CS) og Giardia, i den videre kartleggingen (se prikket linje i Figur 8.1). 

Finner man ikke parasitter faller man ned på kvalitetsnivå C. 

Dersom man allerede i registreringen finner CP, skal man i tillegg til undersøkelser mht 

sporer av C. Perfringens også gjøre undersøkelser mht Cryptosporidium og Giardia fra 

starten av. Kvalitetsnivået gjøres da avhengig av cyste-konsentrasjonen og kvalitetsnivået vil 

da bli C eller Da-c. Tallverdiene refererer seg her til summen av registrerte cyster/oocyster av 

de to parasittene. På denne måten får vi i definisjonen av kvalitetsnivået både situasjonen hvor 

man bare finner Cryptosporidium, bare Giardia eller begge deler. Det kan argumenteres for at 

disse to parasittene er så forskjellige at de bør behandles hver for seg. For registrering av 

kvalitetsnivå tror vi imidlertid ikke at det er nødvendig. 

Også for denne situasjonen kan man velge ”føre var” linjen og unngå kartleggingsperioden 

dersom man legger seg på det strengeste kvalitetsnivået dvs Dc. 


Prosedyren er tenkt lagt opp på samme måte for alle anleggsstørrelsene, men definisjonen av 

kvalitetsnivå gjøres avhengig av anleggsstørrelsen (se Tabell 8.3) ettersom risikosituasjonen 

er avhengig av anleggstørrelse. 

Når det gjelder omfanget av kartleggingen, bør også denne gjøres avhengig av 

vannverksstørrelse. Vi har foreslått det som er nedfelt i Tabell 8.2, men frekvensen av prøver 

bør gjøres til gjenstand for diskusjon. Den kan for eksempel knyttes opp mot en risikoanalyse. 

Tabell 8.2 

Prøveomfang i ett-års kartleggingen 

Prøveomfang Grunnvann Innsjø Elv/bekk 

< 1000 pe 1 prøv e/mnd 1 prøv e/mnd 1 prøv e/mnd 

1000 – 10000 pe 2 prøv e/ mnd 2 prøv er/mnd 2 prøv er/mnd 

>10000 pe 4 prøv er/mnd 4 prøv er/mnd 4 prøv er/mnd 

Det må også klargjøres hvordan forekomstkriteriene (> 0 EC, > 0 CS osv) skal forstås. Skal 

de være absolutte eller skal det gis rom for sporadiske funn. Vi foreslår at kriteriene skal 

forstås slik at maksimalt én av 12 prøver kan være dårligere enn det oppsatte kriteriet. 

8.3 Bestemmelse av barrierehøyde 

Det må defineres nærmere hva som ligger i kvalitetsnivå kategorisert ved rubrikkene A, B, C 

og Da-c. Vi har valgt å karakterisere barrierehøyden som det sett av log-reduksjoner for de 

ulike organismegrupper som anlegget må håndtere - totalt sett - ved et gitt kvalitetsnivå. Dette 

er anskueliggjort i Tabell 8.3 hvor for eksempel angivelsen 5b + 5v + 2p, betyr 5 log mht 

bakterier, 5 log mht virus og 2 log mht parasitter. . 

Tabell 8.3 Sammenheng mellom barrierehøyde, anleggsstørrelse og kvalitetsnivå 

Barrierehøy de 

(nødv endig logreduksjon 

i 

vannverk totalt) 

Vannverk- Kvalitetsnivå 

størrelse (pe) 

A B C D 

1. 10.000 5b + 5v + 1p 6b + 6v + 2p 6b + 6v + 3p a. 6b + 6v + 4p 

b. 6b + 6v + 5p 

c. 6b + 6v + 6p 

Tabellen angir barrierehøyden, dvs hvor stor log-reduksjon man skal ta utgangspunkt i ved 

beregningen av den nødvendige log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen i det aktuelle vannverk. 

Nødvendig log-reduksjon som sluttdesinfeksjonen må klare, fremkommer etter fradrag for 

den log-kreditt som tiltak i nedslagsfelt og vannkilde samt vannbehandling ut over 

sluttdesinfeksjonen vil gi. 

Har man for eksempel et innsjøvannverk på 7.000 pe hvor man i den historiske registreringen 

har funnet både E.coli og C. Perfringens og i kartleggingsperioden har funnet i middel >1 

men < 3 parasitt-cyster per liter, faller man i kartleggingsnivå D2b og man skal da ta 

utgangspunkt i en nødvendig log reduksjon for hele anlegget på 5 log mht bakterier og virus 

og 4 log mht parasitter. 


Det er åpenbart at det kan ligge an til diskusjoner om de barrierenivåene som her er foreslått 

er de ”korrekte”. I forslaget i Tabell 8.3 har vi prøvet å ta hensyn til risiko (eller egentlig 

konsekvensgrad) gjennom vannverksstørrelse, sårbarhet gjennom kildetype og kvalitetsnivå 

basert på analyserte verdier. Barrierehøyden som man må møte, øker med vannverkstørrelse 

og med synkende kvalitetsnivå – særlig med tanke på parasitter som vi anser å representere 

den største utfordringen med hensyn til valg av metode og dimensjonering av 

sluttdesinfeksjonen. 

Det er også brukt en viss grad av logikk. For de vannverk som havner i kvalitetsnivå D, som 

nok vil være de aller fleste overflatevannverk, er barrierenivået for D3a (anlegg > 10.000 pe 

med registrert innhold av parasitter) satt til 6b + 6v + 4p. Dette tilsvarer det som i 

Veiledningen til Drikkevannsforskriften er definert som ”to hygieniske barrierer” ettersom én 

hygienisk barriere der er definert som minst 3 log for bakterier og virus og 2 log for parasitter. 

Tabell 8.3 gir imidlertid et sett av andre barrierehøyder avhengig av den faktiske situasjonen. 

For eksempel vil et lite grunnvannverk hvor det aldri er registrert verken E.coli eller C. 

perfringens få en barrierehøyde på 3b + 3v + 0p ettersom det er svært lite sannsynlig at det vil 

kunne forekomme parasitter i et grunnvannsvannverk med så god hygienisk kvalitet. I tillegg 

blir konsekvensgraden av en epidemi liten som følge av anleggets beskjedne størrelse. 

Det er foreslått at man i tillegg skal ta hensyn til hvilke barrieretiltak som gjøres i 

nedslagsfeltet og i vannbehandlingen. Disse tiltakene gis en verdi i form av log-reduksjon 

som kommer til fradrag fra det som er bestemt som nødvendig log-reduksjon totalt, og er 

derfor her kalt log-kreditt for tiltak i nedslagsfeltet hhv vannbehandlingen. 

8.4 Log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt og vannkilde 

Vi foreslår at det kan gis log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt og vannkilde. I de tilfeller hvor 

man planlegger et vannverk kan log-kreditt gis for planlagte tiltak. For eksisterende vannverk 

kan log-kreditt gis for tiltak i nedslagsfelt og vannkilde som går utover de tiltak som allerede 

var igangsatt da registreringen av vannkvalitet og det eventuelle kartleggingsprogrammet ble 

gjennomført. For grunnvann i kvalitetsnivå A, gis det imidlertid log-kreditt for allerede utførte 

tiltak. Bakgrunnen for dette er at man allerede har beste kvalitetsnivå og laveste 

sårbarhetsnivå, og da bør allerede utførte tiltak gis log-kreditt siden de har vært med på å 

skape denne gunstige situasjonen. 

For nedslagsfelt og vannkilde er det foreslått at man kan få den log-kreditt som er vist Tabell 

8.4. Det er svært mange tiltak som kan komme på tale her, og den oversikten som gis 

nedenfor pretenderer ikke på noen måte å være fullstendig. Listen kan forlenges etter hvert 

som forslag til aktuelle tiltak fremkommer. 

For elv og bekk foreslås det ingen log-kreditt uansett tiltak, og det er dermed heller ikke noe 

poeng å gjøre spesielle tiltak. Dette har selvsagt å gjøre med at vi har å gjøre med rennende 

vann og muligheter for rask spredning i kontamineringssituasjon. 

Beskrivelsene for grunnvann tar utgangspunkt i genuint grunnvann (se over). Er det snakk om 

planlegging av er vannverk basert på kunstig grunnvannsinfiltrasjon, må man enten ta 

utgangpunkt i den overflatevannkilden som brukes og så gi log-kreditt for den kunstige 

grunnvanninfiltrasjonen (som et tiltak for å bedre den hygieniske kvalitet), eller man må ta 

utgangspunkt i den råvannskvaliteten man har etter grunnvannsuttaket. 


Tabell 8.4 

Forslag til log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt og kilde 

Kildetype 

Grunnv ann 

Inngjerdning av brønnsone 

Båndlegging av aktivitet i tilsigsfeltet 

By ggeforbud, f orbud mot næringsv irksomhet 

Forbud mot utslipp 

Begrensninger i ferdsel 

Begrensning i bruk at tilsigsområde som beitemark 

Maksimal log-kreditt for grunnvann 

Innsjø 

Begrensning i aktivitet i kilden (bading, v annsport etc) 

Båndlegging av aktivitet i nedslagsf eltet 

Forbud mot utslipp i nedslagf elt og til kilde 

By ggeforbud, f orbud mot næringsv irksomhet 

Begrensinger i ferdsel 

Begrensing i bruk av tilsigsområde som beitemark 

Maksimal log-kreditt for innsjøv ann 

Elv og bekk 

Log-kreditt 

1b + 1v + 1p 

2b + 2v + 1p 

3b + 3v + 2p 

1b + 1v + 0p 

2b + 2v + 1p 

3b + 3v + 1p 

0b + 0v + 0p 

Dersom man tar utgangspunkt i råvannskvaliteten for overflatevannet foreslås det at man kan 

gi følgende log-kredit for kunstig grunnvannsinfiltrasjon, se Tabell 8.5. 

Tabell 8.5 Log-kreditt for kunstig infiltrasjon av overflatevann 

Det infiltrerte vannets oppholdstid i mettet og umettet sone 

> 60 døgn 

30 – 60 døgn 

10 – 30 døgn 

3 – 10 døgn 

Log-kreditt 

3b + 3v + 3p 

2b + 2v + 2p 

1b + 1v + 1p 

1b + 0v + 1p 

De verdiene som her er gått, bør gjøres til gjenstand for nærmere vurdering i høringsrunden 

for denne rapporten og må kvalitetssikres i videreføringen av dette prosjektet 

Det forutsettes at oppholdstiden i mettet og umettet sone kan sannsynliggjøres ved 

hydrogeologiske undersøkelser. Som nevnt tidligere, regnes vann fra kunstig 

grunnvannsinfiltrasjon med mindre enn 3 døgns oppholdstid i grunnen ikke som grunnvann. 

Det kan være grunn til å vurdere om man skal gi log-kreditt knyttet til det å flytte et inntak i 

en innsjø til et dypere nivå. Dette er imidlertid ikke åpenbart ettersom man for eksempel har 

registrert bakteriesporer selv på store dyp. I en er fremtidig mer utførlig analyse av disse 

spesifikasjonene, må man vurdere om man skal gi spesiell kreditt for inntaksdybde (og evt 

innsjøens oppholdsid) men det vil føre for langt å gå inn i det på dette stadiet. 

Det er åpenbart at det må arbeides vesentlig mye mer med spesifikasjonene for log-kreditt i 

nedslagsfelt og vannkilde og at det er umulig her å komme fram til absolutt ”korrekte” 

verdier. Dette må man komme tilbake til dersom det viser seg at forslaget til prosedyre får 

oppslutning. Vi tror likevel et opplegg med log-kreditt som foreslått her, vil lette 

behandlingen vesentlig i forhold til å gjøre egne vurderinger basert på anvisningene i 

veiledningen til drikkevannsforskriften. 


8.5 Log-kreditt for vannbehandling 

Når det gjelder log-kreditt i vannbehandlingen vil vi skille mellom prosesser som tilsier logkreditt 

som en følge av at vannbehandlingen fjerner mikroorgansimene som partikler, og det 

som skyldes desinfeksjon som foregår før sluttdesinfeksjon (for eksempel ozoneringen i 

ozonering/biofiltreringsanlegg). 

I Tabell 8.6 som gjelder metoder basert på partikkelfjerning av mikroorganismer har vi tatt 

med metoder basert på sandfiltrering (med og uten koagulering) og membranfiltrering (med 

og uten koagulering). Det er sannsynlig at filtreringsmetoder som ionebytting, 

aktivkullfiltrering, marmorfiltrering kan gis samme kreditt som hurtigsandfiltrering (forutsatt 

filterhastighet < 7,5 m/h), dvs en meget beskjeden inakiveringskreditt. . 

Tabell 8.6 Bestemmelse av log-kreditt i vannbehandlingsanlegg med god 

partikkelseparasjon 

Vannbehandlingsmetode Log-kreditt 3 

Hurtigsandfiltrering uten koagulering (f ilterhastighet < 7,5 m/h) 0,5b + 0v + 0,5p 

Langsomsandfiltrering (f ilterhastighet < 0,5 m/h) 

2b + 1v + 1p 

Koagulering/direkte sandfiltrering 

3b + 2v + 2p 

Koagulering + sedimentering(evt f lotasjon) + f iltrering 1 

3b + 2v + 2,5 p 

1 Koagulering/ultraf iltrering 

3b + 2v + 3p 

Nanof iltrering 2 3b + 3v + 3p 

1 Forutsatt turbiditet ut < 0,1 NTU 

2 Forutsatt nominell poreåpning på membran < 100 nm 

3 Forutsatt nominell poreåpning på membran < 10 nm 

3 En 3 log kreditt på parasitter forutsetter at man vil ha en parasittbarriere (2 log) et annet sted i systemet. Hvis 

ikke gis det kun en 2 log kreditt på parasitter. 

Begrunnelsene for de verdiene som er satt er sammensatte og bygget delvis på skjønn og 

logikk, delvis på rapporterte resultater i litteraturen og delvis på anbefalinger nedfelt i den 

eksisterende veiledning til drikkevannsforskriften. Ettersom denne forutsetter to uavhengige, 

hygieniske barrierer forslår vi at man maksimalt kan gi en log-kreditt på 3b + 3v + 2p 

ettersom disse verdiene i Veiledningen angis som én hygienisk barriere og ettersom det er i 

Veiledningen krav til at minst én barriere skal ligge i sluttdesinfeksjonen. Hvis kravet til 

barrierehøyde er større enn 4p, kan enkelte prosesser gis mer enn 2 log kreditt for parasitter 

(se Tabell 8.6) forutsatt at man fortsatt har to uavhengige hygieniske barrierer (2p + 2p). 

Koagulering/filtrering (evt med mellomliggende sedimentering/flotasjon) er i de fleste land 

regnet som en god barriere. Fjerningen av virus må regnes som noe dårligere enn for de større 

organismene. Nanofiltrering gir en sikker separasjon av alle organismegrupper forutsatt at 

membranene er intakt. Man vil vanligvis oppleve en høyere barriereeffekt enn den som er 

nedfelt i Tabell 8.6 men skal av de grunner som er angitt over, ikke regne med høyere verdier 

i den prosedyre som her er foreslått. 

I anlegg basert på ozonering/biofiltrering er det utvilsomt ozoneringen som gir den primære 

inaktiveringen mens bidraget fra biofilteret er lite. For denne metoden foreslås det at man 

beregner log-kreditten for ozoneringssteget ut fra den aktuelle Ct-verdi (se kap 9.) Ved de 

doser som benyttes for humusfjerning (1 – 1,5 mg O 3 /mg TOC råvann ) vil beregnet loginaktivering 

for Giardia kunne bli høy (> 3 log), men lavere for Cryptosporidium (< 2 log). 


8.6 Bestemmelse av nødvendig log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen 

Når man har den totalt nødvendige log-reduksjon, samt de tiltak som er forutsatt i nedslagfelt 

og forbehandling, kan man finne ut hvilken log-reduksjon sluttdesinfeksjonen må klare av ved 

å subtrahere fra barrierehøyden (nødvendig log-reduksjon) i utgangspunktet, bestemt gjennom 

Tabell 8.3, den log-kreditt som man har fått ved tiltak i nedslagsfeltet og den man har fått pga 

annen behandling enn sluttdesinfeksjonen. Vi kan vise dette ved noen eksempler. 

Eksempel 1. Innsjøvannverk på 150.000 pe 

• Nedslagsfelt: Begrensning av aktivitet i kilden: 1b + 1v + 0p 

• Alternativer for vannbehandling 

o Kalsiumkarbonatfiltre 

o Ozonering/biofiltrering 

o Koagulering/direktfiltrering 

• Råvannets kvalitet : >0 EC, >0 CP 

• Kartleggingsresultat : >0 CP, 1 P 

Kvalitetsnivå: 

D3b 

Barrierehøyde (nødvendig log reduksjon totalt): 6b + 6v + 5p 

Log kreditt for tiltak i nedslagsfelt: 

1b + 1v + 0p 

Logkreditt for vannbehandling 

Alt 1 Kalsiumkarbonatfilre 0,5b + 0v + 0,5p 

Alt 2 Ozonering/biofiltrering 

3b + 3v + 1,5p + 0,5b + 0v + 0,5 p 

= 3,5b + 3v + 2 p 

(første ledd for ozoneringen forutsatt bestemt ved Ct-beregning) 

Alt 3 Koagulering/direktefiltrering 3b + 2v + 2p 

Alt 4 Nanofiltrering 

3b + 3v + 3p 

Nødvendig log-reduksjon sluttdesinfeksjon 

Alt 1 Kalsiumkarbonatfiltre 4,5b + 5v + 4,5p 

Alt 2 Ozonering/biofiltrering 

1,5b + 2v + 3p 

Alt 3 Koagulering/direktefiltrering 2b + 3v + 3p 

Alt 4 Nanofiltrering 

2b + 2v + 2p 

I dette eksempelet ser vi at det vil bli mulig å klare nødvendig log-reduksjon i 

sluttdesinfeksjonen med klorering alene. Alle behandlingsalternativer krever en 

sluttdesinfeksjon som minst klarer 2 log parasitt inaktivering. Dette vil mest sannsynlig kreve 

UV-bestråling. UV-bestrålingen er ikke optimal med tanke på 3-5 log virusfjerning. Med 

tanke på dette, kunne et anlegg som bygger på ozonering/biofiltrering eller nanofiltrering 

kombinert med UV-bestråling, vært et godt alternativ i dette tilfellet. 

Eksempel 2 Grunnvannsverk (løsmasser) på 5.000 pe 

• Nedslagsfelt : Maksimale tiltak (inngjerding av brønnsone, båndlegging av ferdsel i 

nedslagssfelt, byggeforbud etc) tilsvarende log kreditt : 3b + 3v + 2p 

• Vannbehandling : tilsetting av vannglass for korrosjonskontroll er eneste behandling 

• Råvannets kvalitet : >0 EC, 0 CP 

• Kartleggingsresultat : 0 CP 

Kvalitetsnivå (bestemt av dataene over) : 

Nødvendig log reduksjon totalt : 

Log kreditt for tiltak i nedslagsfelt: 

B2 

5b + 5v + 1p 

3b + 3v + 2p 


Log kreditt for vannbehandling 

Nødvendig log-reduksjon i sluttdesinfeksjon 

0b + 0v + 0p 

2b + 2v + 0p 

I dette eksempelet ser vi altså at tiltakene som er gjort i tilsigsfeltet til brønnen samt det 

faktum at det her dreier seg om grunnvann i løsmasser, har ført til at det ikke vil være 

nødvendig å legge opp en desinfeksjonspraksis rettet mot parasitter. Nødvendig bakterie og 

virus inaktivering er også beskjeden. 

Her kan alle desinfeksjonsmetodene være aktuelle, UV ville gi en ekstra sikkerhet i forhold til 

klorering. 

Eksempel 3 Innsjøvannverk for 300 pe 

• Nedslagsfelt: Ingen tiltak (kilden er en oppdemt dam, mye ferdsel samt fugl i 

nedslagsfeltet) 

• Vannbehandling: Ozonering/Biofiltrering 

• Råvannets kvalitet: > EC, 0 CP 

• Kartleggingsresultat: >0 CP, 0 P 

Kvalitetsnivå (bestemt av dataene over) 

Nødvendig log reduksjon totalt: 

Log-kreditt for tiltak i nedslagsfelt: 

Log-kreditt for vannbehandling 

C2 

5b + 5v + 2p 

0b + 0v + 0p 

3b + 3v + 1,5p + 0,5b + 0v + 0,5 p 

= 3,5b + 3v + 2 p 

( som i eksempel 1 over – kreditt for ozonering forutsatt på bakgrunn av Ct-beregning) 

Nødvendig log-reduksjon i sluttdesinfeksjon 1,5b + 2v + 0p 

Dette eksempelet kommer i samme situasjon som det over når det gjelder parasitter. Her er 

det ikke beskyttelsen av nedslagsfeltet som gjør at man kommer ut med det relativt beskjedent 

krav til log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen, men derimot den øvrige vannbehandling i 

anlegget som sikrer parasitt barrieren. 


9 Beregnings- og testmetoder (”verktøykasse”) for desinfeksjon 

Som uttalt tidligere i denne rapporten har vi gjennom dette arbeidet blitt klar over at norsk 

desinfeksjonspraksis er svært lite ”formalisert”. Dette gjelder også dimensjonering og drift. 

Stort sett er dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg i Norge basert på ”erfaringer”, 

dvs at man tilsetter om lag så mye desinfeksjonsmiddel som andre gjør uten nødvendigvis å 

vite om dette gir en tilstrekkelig barriere eller ikke. Riktignok har større kloreringsanlegg en 

praksis med restklormåling og noen anlegg styrer doseringen etter denne. 

Undersøkelsen av den internasjonale praksis viser at dette nok er tilfelle i flere land enn 

Norge. Årsaken til at man bør være særlig på vakt i vårt land, er at vår praksis bygger på 

svært lave doser av desinfeksjonsmiddel – som en følge av at vi mange steder har et godt 

vann i utgangspunktet. Men som barriere mot en patogen (evt akutt) forurensning kan det 

være forbundet med risiko å legge seg på denne linjen. 

Vi tror at denne situasjonen ville kunne bedres gjennom et sett av beregningsmetoder og/eller 

testmetoder. Problemet er at det ikke er helt liketil å få fram en slik ”verktøykasse”. Det 

landet som har gått lengst i denne retningen, er USA. De ”verktøykassene” som der foreslås 

er imidlertid så omfattende at vi finner det lite tjenlig for vårt land å overføre disse som de er. 

De amerikanske reglene skal dekke et langt større spekter av situasjoner enn det vi står 

overfor i Norge og vi tror derfor at det vil være mulig å komme fram til et enklere opplegg. 

Det vil ikke være mulig innenfor rammene av dette prosjektet å utvikle en slik verkstøykasse 

fullt ut, men i det følgende skal vi peke på hvilke verktøy vi mener bør utvikles samt skissere 

hvordan vi tror at noen beregnings- og testmetoder kan bygges opp. Vi forutsetter at 

verktøyene blir ferdig utviklet i en oppfølging av dette prosjektet. 

En verkstøykasse bør inneholde beregningsmetoder og testmetoder som bidrar til at den som 

bruker verktøyene kan sikre tilfredsstillende desinfeksjon. Verktøyene må kunne brukes både 

ved planlegging og dimensjonering av desinfeksjonsanlegg og ved drift. 

Det er tre behov som må dekkes: 

1. Fastlegging av dimensjoneringsgrunnlag 

2. Bestemmelse av nødvendig dose i forhold til vannets sammensetning 

3. Bestemmelse av Ct-verdi til bruk både ved dimensjonering og drift 

9.1 Dimensjoneringsgrunnlag 

Det er særlig tre forhold som danner dimensjoneringsgrunnlaget, nemlig: 

• Dimensjonerende vannmengde 

• Dimensjonerende sammensetning (vannkvalitet) 

• Dimensjonerende temperatur 

9.1.1 Dimensjonerende vannmengde 

Vi anbefaler at dimensjonerende vannmengde settes lik maksimal produksjonsvannmengde på 

timebasis, dvs Q makstime . 

I NORVAR-rapport 139-2004 (Gøytil og Lian, 2004) anbefales å bruke momentan 

maksimalverdi. Dette utrykket er sannsynligvis brukt for å ta hensyn til maksimalt 


pumpepådrag. Vår definisjon må selvsagt også ta hensyn til dette slik at Q makstime der vannet 

pumpes inn må settes lik timevannføringen ved maks pumpepådrag. 

9.1.2 Dimensjonerende sammensetning på vannet som skal desinfiseres 

Her er det flere parametere som kan ha betydning, men vi skal trekke fram tre særlig viktige 

som vanligvis bestemmes i forbindelse med kvalitetssikringen, nemlig fargetall, turbiditet og 

pH. Disse parametrene er viktige fordi de har innflytelse på inaktiveringseffektiviteten. 

Som dimensjonerende verdi for fargetall og turbiditet foreslår vi at man benytter den dårligste 

vannkvalitet man kan forvente inn på desinfeksjonssteget, dvs høyest registrerte 

fargetall/turbiditet inn på desinfeksjonssteget i løpet av de siste tre år. Man må vurdere 

dataene for å fastslå om det er rimelig at høyeste fargetall er sammenfallende med høyeste 

turbiditet, men i mange anlegg er det faktisk slik og da må man ta hensyn til denne 

situasjonen ved dimensjoneringen. 

For anlegg som planlegger fargetallsreduksjon før desinfeksjonssteget, forslår vi imidlertid at 

man ikke skal dimensjonere for et fargetall som er lavere enn 10 mg Pt/l. Som det fremgår av 

tidligere kapitler, er det ikke fargetallet som sådant som her spiller en rolle, men det initielle 

forbruk av desinfeksjonsmiddel som fargetallet innebærer ved en bestemt dose. Derfor bør 

man i slike tilfeller tilpasse selve doseringsutrustningen til fargetallet i råvannet slik at dosen 

kan økes til et tilfredsstillende nivå i tilfelle midlertidig bortfall av fargefjerningssteget, selv 

om desinfeksjonssteget for øvrig er dimensjonert for et lavere fargetall. 

Når det gjelder UV-desinfeksjon er forholdene noe annerledes siden et midlertidig bortfall av 

fargefjerningssteget også vil kunne ”slå ut” UV-anlegget slik at begge barrierene svikter. 

Slike tilfeller må fanges opp av driftskontrollen slik at all vannproduksjonen da stenges. Også 

for UV-anlegg bør derfor den dårligste vannkvalitet man kan forvente inn på UV-anlegget 

være dimensjonerende for prosessen. Her må det imidlertid utøves skjønn. 

Dimensjonerende pH er den pH som desinfeksjonen er forutsatt å foregå ved. Det er spesielt 

ved klorering at pH har stor betydning. 

9.1.3 Dimensjonerende temperatur 

Når det gjelder dimensjonerende temperatur forslår vi at dette gjøres avhengig av kilde og 

settes lik. 

• 0,5 º C for bekker og elver 

• 4 º C for innsjøer og grunnvann 

Dette er ment som basisverdier når man ikke har noe bedre grunnlag. Man kan fravike disse 

verdiene dersom man kan fremlegge god dokumentasjon på at andre verdier er riktigere å 

bruke. 

Når det gjelder bestemmelse av nødvendig dose og bestemmelse av Ct-verdi, henger disse 

nøye sammen og vi skal derfor se disse i sammenheng. 

9.2 Generelt om Ct-beregning og bestemmelse av nødvendig dose 

Som vist i kap 3 er Ct-begrepet utledet fra et teoretisk grunnlag som kopler inaktiveringsgrad 

(log inaktivering) til den konsentrasjon, C, av desinfeksjonsmiddel som mikroorganismen har 

vært utsatt over i en viss tid, t. Selv om definisjonen av Ct – begrepet kan synes enkel, er 

bestemmelsen av Ct ikke triviell. Det har å gjøre med at: 


• konsentrasjonen forandrer seg gjennom reaktoren som følge av et forbruk 

• strømningsbildet (graden av blanding i reaktoren) har betydning for t 

Veiledningen til drikkevannsforskriften benytter Ct prinsippet indirekte ved at det settes krav 

til en bestemt restkonsentrasjon etter en bestemt kontakttid. De fleste oppfatter den 

kontakttiden som det refereres til i Veiledningen som midlere oppholdstid, bestemt som 

forholdet mellom volum på kontakttanken og vannmengde (T = V/Q). De veiledende verdiene 

tar derfor kun hensyn til restkonsentrasjonen etter en viss tid og ikke den konsentrasjonsendring 

som har funnet sted mellom tilsetting og utløpet av reaktoren og de tar dessuten ikke 

hensyn til hvordan kontakttanken er utformet, noe som bestemmer strømningsbildet. 

Ved å bruke restkonsentrasjon, C ved en gitt t, for beregning av Ct, blir Ct verdien lavere enn 

hva den reelt sett har vært gjennom reaktoren. På den annen side er vanligvis den reelle 

kontakttiden kortere enn den midlere oppholdstiden. Dette betyr at man har dårlig kontroll på 

hva som faktisk blir den reelle Ct når man kun tar utgangspunkt i Veiledningens verdier. 

I driftssituasjonen kan man styre doseringen etter restkonsentrasjonen og på den måten være 

sikker på at den Ct-verdi man har tatt sikte på alltid overholdes, hensyn tatt til den faktiske 

oppholdstid. I driftssituasjonen har man også mulighet til å bestemme konsentrasjonen i ulike 

segment av kontakttanken og således kontrollere om man ligger på tilstrekkelig 

konsentrasjonsnivå for totalt sett å oppnå den ønskede Ct-verdi. Dette kan gjøres ved å 

bestemme Ct-verdiene for hvert segment og summere disse opp til den totale Ct. 

Ved planlegging og dimensjonering av et anlegg er situasjonen annerledes. Da ønsker man å 

bestemme nødvendig dose av desinfeksjonsmiddel og nødvendige volumer på kontakttanken 

for å oppnå en ønsket Ct-verdi. Ved dimensjonering av nytt anlegg har man ikke noe å måle 

på, slik at det blir vanskelig å sikre at man dimensjonerer for en viss Ct-verdi uten å ha et 

beregningsverktøy og/eller en testprosedyre som kan brukes på det vannet som skal 

behandles. 

I det følgende skal vi diskutere hver desinfeksjonsmåte for seg ettersom prosessforløpet ved 

de ulike metodene er forskjellig noe som påvirker hvordan nødvendig dose og Ct-verdi kan 

bestemmes. 

9.3 Klorering 

9.3.1 Prosessforløpet 

Når klor tilsettes, vil det raskt skje et klorforbruk som skyldes oksidasjon av ulike oksiderbare 

stoffer i vannet. Dette bringer klorkonsentrasjonen ned til et nivå vi kan kalle 

initialkonsentrasjonen (C i ) mht desinfeksjon. Deretter skjer det en gradvis, relativt langsom 

reduksjon av klor konsentrasjonen ned til det som registreres som restklorkonsentrasjonen 

etter en viss tid. Dette er anskueliggjort i Figur 9.1. 

Det betyr at sammenhengen mellom dose (C dose ) og initialkonsentrasjon (C i ) kan beskrives 

med: 

C i = k oksid · C dose 

Der k oksid er en faktor som beskriver det raske klorforbruket rett etter dosering, som skyldes 

oksidasjonen av ulike lett oksiderbare forbindelser i vannet. Parameteren k oksid vil være en 


funksjon av vannkvalitet. Den gradvise reduksjonen i klorkonsentrasjonen over tid fra 

initialkonsentrasjonen (C i ) til utløps- eller restklorkonsentrasjonen (C ut ) kan tilnærmet 

beskrives som en 1. ordens nedbrytningsreaksjon, dvs: 

C ut = C i · e -kt 

Der t er oppholdstiden og k er nedbrytningskonstanten for klor som vil være avhengig av 

vannkvaliteten. 

C dose 

C initiell 

C ut 

Klor 

C initiell 

C ut 

Tid (t) 

Figur 9.1 

Skjematisk fremstilling av konsentrasjonsendringen ved klorering 

Hvis klorkontaktbassenget består av flere segment (for eksempel segment 1, segment 2, 

segment 3, osv, fra innløp mot utløp), vil initialkonsentrasjonen Ci være 

innløpskonsentrasjonen til segment 1. Forutsatt at det ikke er dosering mellom segmentene, 

vil man ha følgende sammenheng: 

C ut-1 = C i · e 

-k · t1 

C ut-2 = C ut-1 · e -k · t2 = C i · e - k · (t1+t2) 

C ut-3 = C ut-2 · e -k · t3 = C i · e - k · (t1+t2+t3) 

Der C ut-1 , C ut-2 og C ut-3 er utløpskonsentrasjonen fra henholdsvis segment 1, 2 og 3, mens t1, 

t2 og t3 er oppholdstiden i henholdsvis segment 1, 2 og 3. Det betyr at den gradvise 

reduksjonen i klorkonsentrasjonen følger det samme forløpet gjennom alle segmentene. Det 

betyr også at man i en driftssituasjon kan bestemme nedbrytningskonstanten, k, ved å måle 

konsentrasjonene mellom de ulike segmentene. 

9.3.2 Bestemmelse av t eff i Ct-beregningen 

Det brukes flere navn på den reaktoren der desinfeksjonsmiddel bringes i kontakt med vannet 

over en viss tid. Det vanligste er å kalle denne reaktoren for kontakttanken. Denne kan bestå 

av et eller flere bassenger (kontakttanksegmenter) i selve anlegget og også av forsyningsrøret 

fram til første forbruker. 


Når det gjelder dimensjonerende t (t eff ) foreslår vi at man bruker t 10 for beregningen av t eff . t 10 

er uttrykk for den oppholdstid hvor 90 % av en tilsatt tracer har passert reaktoren, mens 10 % 

fortsatt er gjenværende i reaktoren. Det betyr altså at begrepet egentlig er knyttet til en 

oppholdstidsfordeling bestemt ved en tracerundersøkelse. 

I en driftssituasjon vil det være svært nyttig å gjøre tracerundersøkelser for å bestemme den 

faktiske t 10 ved aktuelle hydrauliske belastninger. I en dimensjoneringssituasjon må man 

imidlertid gjøre visse antagelser for å fastlegge den t 10 som skal brukes i Ct beregningen. 

Både USEPA og myndighetene i Ontario legger opp til bruk av den såkalte ”baffling factor” 

(her kalt hydraulisk faktor) der t 10 settes lik en viss andel av teoretisk oppholdstid (T), i 

henhold til Tabell 9.1 (hydraulisk faktor = (t 10 /T)). Den oppholdstid man skal bruke ved 

beregning av Ct-verdien, t eff , blir da : 

t eff = (V/Q) · (t 10 /T) 

Tabell 9.1 

Veiledende verdier for hydraulisk faktor 

”Baffling condition” 

Grad av stempelstrøm 

ingen 

dårlig 

middels 

bra 

perfekt 

(stem pelstrøm) 

t 10 / T 

0.1 

0.3 

0.5 

0.7 

1.0 

Beskrivelse 

Inge n sk je rmer, god omblanding, høy innløps- og 

utløpshastighet, lavt lengde/bredde forhold. 

Inge n sk je rmer, single eller multiple innløp og 

utløp. 

Skjermet innløp e ller utløp, noe skjerming i selve 

ba sse nget. 

Perforerte innløps- og utløpsskjermer, skjermer og 

le devegger i bassenget. 

Veldig høyt lengde/bredde forhold, perforert 

innløp og utløp, skjermer i basse nget. 

9.3.3 Bestemmelse av C eff i Ct-beregningen 

Ved bruk av klor er det tradisjon for at man legger restkonsentrasjonen etter en gitt tid til 

grunn for Ct-bestemmelsen. 

C eff = C ut 

I driftsstuasjonen vil da C eff bestemmes som utløpskonsentrasjonen, C ut , fra hvert 

kontakttanksegment. Ct-verdien for hvert kontakttanksegment bestemmes som C eff . t eff , hvor 

C eff og t eff er beregnet for hvert segment. Den totale Ct-verdien bestemmes som summen av 

Ct-verdiene over alle kontakttanksegmentene. 

Ved å benytte C eff = C ut underestimerer man den reelle konsentrasjonen som 

mikroorganismene opplever ettersom denne gjennom reaktorsegmentet endrer seg fra 

initialkonsentrasjonen (C i ) til utløpskonsentrasjonen (C ut ). Man kunne derfor tenke seg å 

fastlegges C eff på grunnlag av C i og C ut for det aktuelle reaktorsegmentet. En formel som ville 

representere det veide middel av konsentrasjoner i det aktuelle reaktorsegmentet, er: 

C eff = [C i . C ut ] 1/2 


Når det gjelder klor vil vi likevel foreslå at man benytter utløpskonsentrasjonen fra hvert 

segment som C eff . Dette har flere årsaker, bl.a.: 

• Det er konservativt og i tråd med tradisjonell praksis. 

• Det er også i tråd med hvordan Ct-verdier i litteraturen refereres. 

• Inndeling og beregning for hvert segment vil ”oppmuntre” til bedre hydraulisk 

kontroll i kontaktkamrene. 

Konsentrasjonen som legges til grunn ved beregning av Ct-verdi blir da 

utløpskonsentrasjonen fra hvert segment. Da beregnes Ct-verdi for hvert segment som deretter 

summeres for å få den totale Ct-verdi. For et system som består av for eksempel segmentene 

1, 2 og 3 (j.fr. avsnitt 9.3.1) tar man utgangspunkt i ønsket restkonsentrasjon ut fra siste 

segment og beregner tilbake ved hjelp av nedbrytningskonstanten k: 

C eff-3 = C ut-3 

-k· t3 

C eff-2 = C ut-2 = C ut-3 / e 

-k· (t3 + t2) 

C eff-1 = C ut-1 = C ut-3 / e 

Der C ut-1 , C ut-2 og C ut-3 er utløpskonsentrasjonen fra henholdsvis segment 1, 2 og 3, mens t2 

og t3 er oppholdstiden i henholdsvis segment 2 og 3. Det forutsetter kjennskap til 

nedbrytningskonstanten, k, for klor. Bestemmelse og bruk av k, samt beregning av Ct-verdi, 

er nærmere beskrevet i avsnitt 9.3.5. 

9.3.4 Nødvendig klordose 

Nødvendig klordose er avhengig av to forhold: 

1. Hvor stort ”klorbehovet” er, dvs hvor mye klor som medgår til oksidasjonen 

2. Hvor stort ”kloroverskuddet” må være for at vi skal kunne opprettholde en 

tilstrekkelig høy Ct verdi ved desinfeksjonen 

Ved en gitt utløpskonsentrasjon (restklorkonsentrasjon) kan man på samme måte som angitt i 

avsnitt 9.3.3, regne seg tilbake til en initialkonsentrasjon som også er innløpskonsentrasjonen 

til første segment av kontakttanken. Hvis klorkontakttanken kun består av ett segment, er 

initialkonsentrasjonen gitt ved: 

C i = C ut / e - k · t 

Hvis kontakttanken derimot består av flere segment, for eksempel segment 1, 2 og 3, er 

initialkonsentrasjonen gitt på tilsvarende måte ved: 

-k· (t3 + t2 + t1) 

C i = C i-1 = C ut-3 / e 

Der symbolene er som angitt tidligere. Når initialkonsentrasjonen er gitt, er klordosen bestemt 

av det raske klorforbruket rett etter dosering slik som beskrevet i avsnitt 9.3.1. Klordosen kan 

da beskrives som: 

C dose = C i / k oksid 

Der k oksid er en faktor som beskriver det raske klorforbruket rett etter dosering. Bestemmelse 

og bruk av k oksid , samt beregning av dose, er nærmere beskrevet i avsnitt 9.3.5. 


9.3.5 Beregningsprosedyre og bruk av Ct for klor 

Beregningsprosedyre med bruk av Ct-verdi vil være svært forskjellig i en driftssituasjon, der 

man har et anlegg og kan gjøre direkte målinger, og i en dimensjonerings- eller 

planleggingssituasjon. Hensikten med beregningsprosedyren vil også være forskjellig. 

Nedenfor har vi derfor skilt mellom dokumentasjon av driftssituasjon og 

dimensjoneringssituasjon. 

9.3.5.1 Dokumentasjon i driftssituasjon 

I en driftssituasjon kan kloranleggets funksjon dokumenteres ved beregning av Ct-verdi. For 

et anlegg bestående av for eksempel segmentene 1, 2 og 3 innebærer en slik dokumentasjon 

følgende: 

• Måling av utløpskonsentrasjonen fra hvert segment (C ut-3 , C ut-2 og C ut-1 ). 

• Bestemme effektiv oppholdstid i hvert segment (t3, t2 og t1). Dette gjøres enten ved 

hjelp av tracerundersøkelser og bestemmelse av t 10 for hvert segment, eller ved 

benytte hydraulisk faktor som beskrevet i avsnitt 9.3.2. 

• Beregne Ct-verdi for hvert segment og summere disse til en total Ct-verdi. 

⇒ C · t = (C ut-3 · t3) + (C ut-2 · t2) + (C ut-1 · t1) 

• Sammenligne beregnet Ct-verdi med dimensjonerende Ct-verdi i Tabell 9.5. 

I anlegg som består av to eller flere segment kan man også bestemme konstantene k oksid og 

nedbrytningskonstanten, k, fra klordosen og de målte utløpskonsentrasjonene. Dette er vist 

nedenfor for et anlegg bestående av de 3 segmentene 1, 2 og 3. 

Nedbrytningskonstanten, k, kan da bestemmes ved hjelp av ligningen: 

-k · t3 = ln(C ut-3 /C ut-2 ) 

eller 

-k · t2 = ln(C ut-2 /C ut-1 ) 

Deretter kan k oksid bestemmes ved hjelp av: 

k oksid = [C ut-3 / e -k · (t3 + t2 + t1) ] / C dose 

Selv om bestemmelse av konstantene k oksid og k i en driftssituasjon ikke har noen direkte og 

umiddelbar betydning ved dokumentasjon av desinfeksjonsanleggets funksjon, vil vi likevel 

anbefale at slik bestemmelse gjøres i forbindelse med dokumentasjonen. Det er flere grunner 

til det, bl.a.: 

• Beregning av k oksid og k krever ingen ekstra prøvetaking og analyse da man 

allerede har innhentet de nødvendige dataene i forbindelse med dokumentasjonen. 

• Kunnskap om k oksid og k for ulike driftssituasjoner, vannkvaliteter, osv vil medføre 

at forståelsen av prosessene, og dermed driften av anlegget, blir bedre. 

• Opparbeidelse av et ”bibliotek” over k oksid og k for ulike anleggstyper, prosesser, 

driftssituasjoner, vannkvaliteter, osv vil være svært nyttig ved både 

dimensjonering og drift av anlegg. 


9.3.5.2 Dimensjonering 

I forbindelse med dimensjonering er det behov å bestemme både nødvendig reaktor volum og 

nødvendig kapasitet på doseringsutstyr. Som illustrasjon velges et anlegg med 3 

reaktorsegment, 1, 2 og 3 (antall reaktorsegment er ikke vesentlig, da prosedyren kan 

anvendes for alt fra ett til så mange reaktorsegment man måtte ønske). Det gir følgende 

prosedyre for dimensjonering av reaktorvolum: 

1) Velg ønsket utløpskonsentrasjon (restklorkonsentrasjon) fra siste reaktorsegment. 

⇒ Siste segment må ha målbar utløpskonsentrasjon. 

⇒ Dvs utløpskonsentrasjonen C ut-3 velges. 

2) Velg antall reaktorsegment. 

⇒ Kan være fra ett til så mange segment man måtte ønske. 

⇒ Ulike deler av anlegget kan betraktes som ulike segment, inklusive ledningsnettet 

fram til første forbruker. 

⇒ I dette eksempelet er det benyttet 3 segment, 1, 2 og 3, der segment 3 er det siste. 

3) Velg volum og utforming for hvert av reaktorsegmentene. 

4) Beregn effektiv kontakttid for hvert av reaktorsegmentene basert på t 10 eller 

hydraulisk faktor (t 10 /T) som angitt i Tabell 9.1. 

⇒ Dvs at henholdsvis t3, t2 og t1 beregnes. 

5) Beregn Ct-verdi for reaktorsegment 3. 

⇒ Ct 3 = C ut-3 · t3 

⇒ Hvis anlegget består av kun ett reaktorsegment, går man direkte til punkt 13. 

6) Velg nedbrytningskonstant, k. 

⇒ Er avhengig av vannkvalitet. 

⇒ Velges fra tabell over tidligere bestemte verdier for k, eller fortrinnsvis bestemmes 

for den aktuelle vannkvaliteten som angitt i testprosedyren i avsnitt 9.3.5.3. 

7) Beregn utløpskonsentrasjonen fra reaktorsegment 2. 

-k· t3 

⇒ C ut-2 = C ut-3 / e 


⇒ Ct 2 = C ut-2 · t2 

9) Beregn utløpskonsentrasjonen fra reaktorsegment 1. 

-k· (t3 + t2) 

⇒ C ut-1 = C ut-3 / e 


⇒ Ct 1 = C ut-1 · t1 

11) Hvis anlegget består av flere enn 3 segment, gjentas sekvens 9 og 10 ved å beregne 

utløpskonsentrasjonen fra neste segment oppstrøms ved å benytte k, 

utløpskonsentrasjonen fra siste segment og summen av effektiv kontakttid for alle 

segmentene nedstrøms. Slik fortsetter man inntil utløpskonsentrasjonen og Ct-verdien 

for alle segmentene er beregnet. 

12) Beregn totale Ct-verdi ved å summere Ct-verdiene fra hvert reaktorsegment. 

⇒ Ct = Ct 3 + Ct 2 + Ct 1 

13) Sammenlign beregnet Ct-verdi med dimensjonerende Ct-verdi for ønsket grad av 

inaktivering (Tabell 9.5). 

⇒ Hvis sammenligningen er ok, avsluttes beregningene. Hvis ikke gjentas 

beregningene med nye valg i punkt 1, 2 og 3. 

Som nevnt i avsnitt 9.1.2 bør doseringsutstyr dimensjoneres for en dårligere vannkvalitet enn 

hva reaktorvolumet dimensjoneres for. Det vil i praksis si at det bør dimensjoneres for råvann. 

Prosedyre for dimensjonering av doseringsutstyr blir en fortsettelse av prosedyren for 

dimensjonering av reaktorvolum over, og består av følgende: 


1) Velg nedbrytningskonstant, k, basert på vannkvaliteten som legges til grunn for 

bestemmelse av doseringsutstyr. 

⇒ Er avhengig av vannkvalitet, og er ikke den samme som ved dimensjonering av 

reaktorvolum. 


for den aktuelle vannkvaliteten som angitt i testprosedyren i avsnitt 9.3.5.3 

2) Antar fortsatt at anlegget består av 3 reaktorsegment, 1, 2 og 3. 

3) Beregn initialkonsentrasjonen i første reaktorsegment 1 basert på 

utløpskonsentrasjonen i siste segment 3. 

-k· (t3 + t2 + t1) 

⇒ C i = C inn-1 = C ut-3 / e 

4) Velg k oksid . 




5) Beregn klordose. 

⇒ C dose = C i / k oksid 

9.3.5.3 Testprosedyre for bestemmelse av klorkonstanter 

For dimensjonering av anlegg er det behov for verdier for nedbrytningskonstanten, k, for klor, 

samt verdier for konstanten, k oksid , som representerer det raske klorforbruket rett etter 

dosering. Disse konstantene vil være avhengig av vannkvalitet, spesielt NOM og lett 

oksiderbare forbindelser, temperatur, osv. Konstantene kan enten tas fra tabeller over slike, 

eller de kan bestemmes i en testprosedyre. Foreløpig finnes det ikke tabeller over konstantene, 

men etter hvert som flere tar i bruk metodene vil man kunne utvikle slike tabeller. Det ville 

være naturlig å begynne å utarbeide slike tabeller i en videreføring av dette prosjektet. 

Det er viktig at en prosedyre for bestemmelse av k og k oksid er enkel og kan gjennomføres 

tilnærmet hvor som helst, samtidig som den gir gode og pålitelige data. Følgende 

eksperimentelle prosedyre foreslås derfor for å bestemme k og ko ksid for en gitt vannkvalitet: 

1) Det prepareres begerglass med den aktuelle vannkvaliteten. 

⇒ Viktige vannkvalitetsparametere registreres, som for eksempel temperatur, NOM, 

andre reduserte forbindelser, pH, osv. 

⇒ Parameterverdiene må være lik de som anlegget skal dimensjoneres for. 

2) Det lages en klordoseringsløsning med kjent konsentrasjon. 

3) Det doseres en kjent mengde klor til begerglasset. 

⇒ Dosen må være i nærheten av de doser man vil bruke på fullskala anlegget. 

4) Klorkonsentrasjonen måles og logges mot tid. 

5) Resultatene plottes som ln (C/C 0 ) mot tid. 

6) Dataene analyseres hver for seg for tiden t < 5 minutter og t > 5 minutter. 

7) Det trekkes en rett linje gjennom dataene for t > 5 minutter. 

⇒ Helningen på linjen vil være nedbrytningskonstanten, k. 

8) Det trekkes en rett linje gjennom dataene for t lik 0 – 5 minutter. 

⇒ Helningen på kurven måles. I tillegg registreres skjæringspunktet mellom de to 

kurvene i forhold til startkonsentrasjonen. 

⇒ k oksid bestemmes fra disse dataene (fra helningen eller fra delta-C). 

9) Forsøket ved en gitt vannkvalitet repeteres så 2 ganger ved bruk av 2 andre klordoser. 


10) Hvis k oksid og k i de tre forsøkene ikke avviker mer enn 20 %, bestemmes k oksid og k 

som gjennomsnittet av de tre målingene. 

11) Er avviket mer enn 20 % utføres det 3 nye repetisjoner med forskjellige klordoser. 

Alternativt kan man gjennomføre prosedyren som over, men benytte verdiene direkte. Det vil 

si at dosen som benyttes i testen representerer den reelle dosen, konsentrasjonen leses av etter 

tider som representerer de effektive kontakttidene for hvert segment, osv. Ct-verdiene 

beregnes, summeres og sammenlignes med dimensjonerende verdi, som angitt i avsnitt 

9.3.5.2. 

De angitte prosedyrene og fremgangsmåtene må uansett prøves ut i praksis, og etter hvert som 

man får mer data og erfaringer med dem, bør de modifiseres og raffineres der det er behov for 

dette. Vi anbefaler at konstanter bestemmes, prosedyrene evalueres og eventuelt modifiseres i 

neste fase av dette prosjektet. 

9.4 Ozonering 

9.4.1 Prosessforløpet 

Når det gjelder ozon, er det tre prosesser som foregår. For det første må ozon overføres fra 

gassfase til vannfase, noe som vil øke ozonkonsentrasjonen. For det andre skjer det en 

oksidasjon som virker i motsatt retning (konsentrasjonen synker) og for det tredje skjer det en 

dekomponering av ozon til oksygen. Dette fører også til at ozonkonsentrasjonen synker. Som 

vi har vært inne på tidligere, foregår disse prosessene mer eller mindre parallelt noe som gjør 

det vanskelig å klart beskrive prosessforløpet. 

Ozon er langt mer reaktivt enn klor og reduksjonen av ozonkonsentrasjonen fra doseringskonsentrasjonen 

til initalkonsentrasjonen går langt hurtigere med ozon enn med klor, 

sannsynligvis i løpet av få sekunder. 

I Figur 9.2 har vi skissert et forenklet bilde. Man kan skille mellom: 

1. En innblandingsfase hvor ozongass tilsettes. Det kan skje ved hjelp av injektor, 

diffusor, turbin etc. 

2. En ozonoverføringsfase. I denne fasen skjer det både en overføring av ozon til vannet 

som vil virke i retning av at ozonkonsentrasjonen øker, og et forbruk av ozon pga dets 

reaksjon i vannet, som virker i retning av at ozonkonsentrasjonen minker. 

3. En ozonforbruksfase hvor ozonkonsentrasjonen reduseres fordi det ikke skjer noen 

tilførsel av ozon men derimot et forbruk som følge av ozon’s reaksjoner i vannet. 

I praksis kan det være vanskelig å skille disse fasene fra hverandre, spesielt de to første. Men 

for å kunne ha et forståelig system å forholde oss til, skal vi holde på denne tredelingen her. 

For å forenkle foreslår vi å relatere de ulike fasene som er omtalt over, til reaktortanker. Dette 

er forsøkt anskueliggjort i Figur 9.2, hvor vi har delt en reaktor opp i en ozon 

innblandingstank, en ozon overføringstank (her benevnt kontakttank) og en ozon forbrukstank 

(her benevnt reaksjonstank). De ulike tankene kan godt bestå av flere segment. 


C dose 

C in itiell 

C utk = C ir 

C ut 

C initiell 

C utk = C ir 

Tid (t) 

C ur 

Ozon 

Figur 9.2 

Skjematisk fremstilling av konsentrasjonsendringen ved ozonering 

I praksis er det ofte vanskelig å skille innblandingstanken fra kontakttanken fordi 

innblandingen foregår i kontakttanken (for eksempel ved diffusorinnblanding). I praktisk 

dimensjonering kan vi i slike tilfeller forutsette at kontakttanken utgjøres av volumet fra 

injiseringspunktet av ozon til utløpet av den tanken der ozon bobles inn. I den testprosedyre 

som foreslås senere vil vi imidlertid forutsette at det er et skille mellom innblandingstanken 

og kontakttanken for derigjennom å kunne ta hensyn til forskjellene i prosessforløp i de to 

fasene av prosessen. 

Umiddelbart etter innblandingen vil det i innblandingstanken skje oksidasjonsreaksjoner som 

forbruker ozon som blir overført fra gassen til vannet. For å bedre anskueliggjøre det som 

skjer, er ozondosen, C dose , angitt som en tenkt konsentrasjon som man ville hatt hvis all tilført 

ozon ble innblandet i vannet (100 % overført) og ingenting av det ble forbrukt. Videre er 

initialkonsentrasjonen, C initiell , (dvs innløpskonsentrasjonen til kontakttanken), som er 

konsentrasjonen man ville hatt etter ozongassen er overført til vannet (med en gitt 

overføringsgrad), og etter det raske initielle ozonforbruket rett etter dosering. Siden 

overføring av ozongass til vannet vil pågå lengre enn det raske initielle ozonforbruket, vil 

dette også være en tenkt konsentrasjon. 

Ozonoverføringstanken er den del av reaktoren hvor ozon overføres fra boble til vann. Det vil 

samtidig med overføring av ozon også skje et forbruk av ozon og det er meget vanskelig på 

forhånd å kunne angi hvordan ozonkonsentrasjonen endrer seg i kontakttanken. Avhengig av 

graden av fortsatt oksidasjon og kinetikken i gassoverføringen, kan konsentrasjonen av ozon 

både synke og øke gjennom kontakttanken, eller mellom de ulike segmentene av 

kontakttanken. 

I vårt forslag til beregningsmodell for Ct vil vi i det følgende forutsette at 

ozonkonsentrasjonen er konstant gjennom kontakttanken (ozonoverføringstanken), og bestemt 

av utløpskonsentrasjonen fra denne. Dette vil normalt være en konservativ antagelse ved 

beregning av Ct. 

I reaksjonstanken (som også gjerne kan bestå av flere segment) vil vi ikke ha noen tilførsel av 

ozon, bare et forbruk og konsentrasjonen vil reduseres, sannsynligvis tilnærmet etter et 1. 

ordens forløp i hvert segment, dvs : 


C ut = C inn . e -kt 

C inn = innløpskonsentrasjonen til det reaktorsegmentet som betraktes 

C ut = utløpskonsentrasjonen av det reaktorsegmentet som betraktes 

Vi skal prøve å anskueliggjøre det som skjer, ved å vise til noen målinger og beregninger som 

ble gjort av en hovedoppgavestudent ved Klungset vannverk i Fauske (Robøle, 2004), se 

Figur 9.3. Ozon tilsettes via injektor. En skisse av kontakttanken (som er fylt med 

pakningslegemer) er også vist i figuren. Ozontanken er oppbygget med en indre sylindrisk del 

hvor ozon og vann strømmer oppover og utgjør etter vår definisjon et kontakttanksegment, og 

en ytre sylindrisk del hvor vannet strømmer nedover uten at ozon tilføres her. Det er 

imidlertid svært sannsynlig at det dras med ozonbobler også i denne delen, en oppfatning 

kurveforløpet styrker, og den må derfor også betraktes som et kontakttanksegment. Rørføring 

og tankvolum etter ozontanken (ikke vist på skissen) vil imidlertid etter vår definisjon være et 

reaksjonstanksegment. 

Målt og estimert konsentrasjon 

(mg O 3 /l) 

2,50 

2,6 mg O3/l, 9,3 l/s 

2,00 

1,50 

1,00 

3,5 mg O3/l, 9,3 l/s 

5,0 mg O3/l, 9,3 l/s 

0,50 

0,00 

0,0 2,0 4,0 6,0 8,0 10,0 12,0 

Tid (min) 

Figur 9.3 

Fremstilling av variasjonen av dels målt og dels estimert konsentrasjon av ozon 

som funksjon av vannets oppholdstid gjennom kontakttanken ved Klungset 

vannverk ved ulike ozondoser. 

Tid 0 i figuren representerer prøvepunkt i bunnen av den indre sylinder. Tid ca 1 min 

representerer et prøvepunkt ved utløpet av indre sylinder (første kontakttanksegment) og tid 5 

min utløpet fra ytre sylinder (andre kontakttanktanksegmentet). Konsentrasjonen ved tid 10,5 

min er en beregnet konsentrasjon ved inngangen til biofilteret og volumet mellom utløpet av 

tanken og inngangen på biofilteret representerer et reaksjonstanksegmentet. 

Kurvene representerer tre ulike doseringer og vi ser for det første at initialkonsentrasjonen 

kun utgjør ca 1/3 av doseringskonsentrasjonen. Videre ser vi at ozon-konsentrasjonen øker 

eller synker litt i den indre sylinder (kontakttanksegmentet) avhengig av størrelsen på 

doseringen. I den ytre sylinder (2. kontakttanksegment) holder ozonkonsentrasjonen seg 

noenlunde konstant selv om vi her utvilsomt har et forbruk. Det er tydelig at vi også har en 

viss gassoverføring her selv om ozon ikke tilføres den ytre sylinder direkte. I dette tilfellet vil 

det derfor være naturlig å betrakte hele den lukkede tanken der ozonoverføringen skjer som en 

kontakttank. 


9.4.2 Reaktortyper 

En rekke forskjellige typer av reaktorer for ozonoverføring og ozonforbruk finnes. 

Ozonoverføringen skjer imidlertid via bobler og det er måten boblene dannes på som gir ulike 

reaktorutforminger. Her kan vi skille mellom: 

1. Diffusorinnblanding 

2. Injektorinnblanding 

3. Turbininnblanding 

Vi kan også skille mellom: 

1. Medstrøms bobletanker (bobler og vann går samme veg) 

2. Motstrøms bobletanker (bobler og vann går motsatt veg) 

Dessuten kan vi skille mellom: 

1. Pakkede tanker - dvs tanker som er fylt med fyll-legemer som både bidrar til at 

ozonoverføringen blir bedre og at graden av stempelstrømning blir bedre. 

2. Åpne tanker (ikke pakkede tanker). 

I enkelte sammenhenger er det helt klart hva som skal defineres som gassoverføringsfase og 

hva som er forbruksfase, som for eksempel vist i Figur 9.2. Andre ganger, for eksempel som i 

tilfellet med tanken i Fauske (Figur 9.3), er det noe uklart fordi man ikke helt vet i hvor stor 

utstrekning av tanken det faktisk foregår gassoverføring. 

Som tidligere angitt, definerer vi i ut gangspunktet reaktorvolum der man har gassoverføring 

som kontakttanken, mens reaktorvolum der man har ozonforbruk og ingen gassoverføring 

defineres som reaksjonstanken. Hvis det ikke er mulig å skille mellom kontakttank og 

reaksjonstank på denne måten, foreslår vi at det brukes følgende forenkling av definisjonene: 

1. Kontakttanken utgjøres av den lukkede enhet hvor ozon tilsettes. 

2. Reaksjonstanken utgjøres av det volumet vannet passerer mellom utløpet av 

kontakttanken og det punkt i prosessen hvor ozonet forutsettes å være oppbrukt. 

Kontakttanken kan da være en lukket diffusortank, en lukket, pakket kolonne eller lignende, 

og det er da oppholdstiden i hele denne enheten som legges til grunn ved Ct-beregningen. Vi 

kommer tilbake til beregningen av oppholdstiden i denne tanken senere. 

Reaksjonstanken kan være en separat tank eller det volum som vannet må passere før 

inngangen til for eksempel et biofilter. 

9.4.3 Bestemmelse av t eff i Ct-beregningen 

Også når det gjelder ozonering, foreslår vi at man bruker t 10 for beregningen av t eff . Ved 

ozonering er det enda viktigere enn ved klorering å bestemme det reelle strømningsbildet ved 

tracerundersøkelser. Dette er mulig i driftssituasjonen men ikke i planleggings-/ 

dimensjoneringssituasjonen. 

I planleggingssituasjonen og dimensjoneringssituasjonen har man ikke kontakttank og 

reaksjonstank tilgjengelig. I slike tilfeller må man derfor ty til bruk av hydraulisk faktor 

(baffling faktor) som skissert under klorering. I dimensjoneringssituasjonen forslår vi derfor 

at t 10 bestemmes for kontakttanken og reaksjonstanken hver for seg, evt eventuelt oppdelt i 

segmenter for hhv kontakttank og reaksjonstank. 


Den amerikanske tabellen (se Tabell 9.1) er egentlig laget for reaksjonstanker (både for klor 

og ozon), og vi foreslår derfor at Tabell 9.1 også brukes til bestemmelse av t eff for 

reaksjonstanken i ozoneringsanlegg. For kontakttanker for ozon utformet som kolonner (dvs 

rørformede reaktorer med vertikalstrømning) som ofte brukes på mindre ozonanlegg, passer 

den imidlertid ikke så godt. Vi foreslår derfor en tilleggstabell som vist i Tabell 9.2 som er 

bedre tilpasset for bruk ved beregning av høye, slanke kontaktkolonner (disse må defineres 

nærmere). I kontakttanker for ozon kan man bedre strømningsbildet vesentlig ved å benytte et 

pakningsmateriale i tanken. Dette vil også bedre overføringen av ozon vesentlig. På 

nåværende tidspunkt har vi ikke noe godt grunnlag for å avgjøre hva de hydrauliske faktorene 

i kontaktkolonner skal være, men basert på noe erfaring og et visst skjønn, foreslås verdiene i 

Tabell 9.2. 

Tabell 9.2 

ozon 

Veiledende verdier for hydraulisk faktor for høye slanke kontaktkolonner for 

Kontaktssystem t 10 /T 

Pakkede kollonner 

• Med bobler 

• Uten bobler 

Åpne kollonner 

• Med bobler 

• Uten bobler 

0,85 

0,95 

0,5 

0,7 

9.4.4 Bestemmelse av C eff i Ct-beregningen 

Når det gjelder hvilken effektiv konsentrasjon, C eff , man skal benytte ved Ct-bestemmelsen, er 

det all grunn til å vurdere ozon (og klordioksid) annerledes enn de mindre reaktive 

desinfeksjonsmidlene (klor og kloramin). Vi vil foreslå en metode for bestemmelse av C eff for 

ozon som er forskjellig avhengig av hvor man er i prosessen, dvs at bestemmelsen av C eff er 

forskjellig i kontakttanken og reaksjonstanken. Før man angir hvordan C eff bestemmes, må 

man definere de ulike ozonkonsentrasjonene som forekommer gjennom anlegget. 

9.4.4.1 Definisjon av parametere 

Ved angivelse av C eff for ozon opprettholder vi inndelingen av prosessen som angitt tidligere, 

og definerer følgende konsentrasjoner: 

• Innblandingssonen 

⇒ C ub = utløpskonsentrasjonen fra innblandingssonen = C initiell . Dette er en tenkt 

konsentrasjon som man ville hatt når all gassoverføringen var ferdig der det er 

tatt hensyn til en gitt overføringsgrad og en gitt initiell oksidasjon. 

⇒ C dose = dosen angitt som en tenkt konsentrasjon hvis man hadde 100 % 

overføring og ingen initiell oksidasjon. 

• Kontakttanken 

⇒ C uk = utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken. 

⇒ C ik = innløpskonsentrasjonen til kontakttanken som er en tenkt konsentrasjon 

= C initiell . 

• Reaksjonstanken 

⇒ C ur = utløpskonsentrasjonen fra reaksjonstanken. 

⇒ C ir = innløpskonsentrasjonen til reaksjonstanken = C uk . 


I tillegg kan kontakttanken og reaksjonstanken deles inn i segment. For eksempel hvis både 

kontakttanken og reaksjonstanken deles inn i segmentene 1, 2 og 3, gir det følgende 

konsentrasjonsdefinisjoner: 

• C ik-1 = innløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 1 (første segment). 

• C uk-1 = C ik-2 = utløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 1 som er 

innløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 2. 

• C uk-2 = C ik-3 = utløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 2 som er 

innløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 3. 

• C uk-3 = C ir-1 = utløpskonsentrasjonen til kontakttankens segment 3 som er 

innløpskonsentrasjonen til reaksjonstankens segment 1. 

• C ur-1 = C ir-2 = utløpskonsentrasjonen til reaksjonstankens segment 1 som er 


• C ur-2 = C ir-3 = utløpskonsentrasjonen til reaksjonstankens segment 2 som er 


• C ur-3 = utløpskonsentrasjonen til reaksjonstankens segment 3. 

9.4.4.2 C eff i kontakttanken 

Som tidligere nevnt foreslår vi at man i bestemmelsen av oppholdstiden i at kontakttanken, t k , 

tar utgangspunkt i volumet fra injiseringspunktet av ozon til utløpet av den tanken der ozon 

bobles inn. 

For kontakttanksegmenter foreslår vi at C eff i Ct-beregningen baseres på 

utløpskonsentrasjonen fra siste kontaktsegmentet i henhold til Tabell 9.3. Det medfører at C eff 

er en funksjon av utløpskonsentrasjonen og reaktorutformingen på siste kontaktsegment. C eff i 

eventuelle alle andre kontaktsegment settes så lik C eff i siste kontaktsegment. Det betyr at man 

vil ha lik effektiv konsentrasjon, kalt C eff-k , for alle kontaktsegmentene. 

Tabell 9.3 

Bestemmelse av C eff i kontakttanksegment avhengig av reaktorutforming 

Totalt omrørt reaktor Medstrømsreaktor Motstrømsreaktor 

C ut C ut eller ½ (C inn + C ut ) C ut /2 

9.4.4.3 C eff i reaksjonstanken 

I reaksjonstanksegmenter foreslår vi at C eff i Ct-beregningen fastlegges på grunnlag av 

innløps- og utløpskonsentrasjonen til hvert reaksjonstanksegment. For en reaksjonstank 

bestående av kun ett segment, er sammenhengen mellom utløpskonsentrasjonen, C ur , og 

innløpskonsentrasjonen, C ir , gitt ved: 

C ur = C . -k· tr 

ir e 

Der tr er effektiv oppholdstid i reaksjonstanken. C ir , som er innløpskonsentrasjonen til 

reaksjonstanken, er den samme som utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken, C uk . Det betyr 

at når k og tr er kjent, så kan C ir beregnes fra C ur , eller vice versa. Effektiv konsentrasjon i 

reaksjonstanken, C eff-r , er da gitt ved: 

C eff-r = [C ur · C ir ] ½ 


Hvis reaksjonstanken består av flere segment, for eksempel segment 1, 2 og 3, må effektiv 

konsentrasjon beregnes for hvert av segmentene. Først må inn- og utløpskonsentrasjonen fra 

hvert segment bestemmes. Det kan enten gjøres med utgangspunkt i utløpskonsentrasjonen fra 

siste segment, eller fra innløpskonsentrasjonen til første segment (som er den samme som 

utløpskonsentrasjonen fra siste kontakttanksegment). Sammenhengen mellom de ulike 

innløps- og utløpskonsentrasjonen i reaksjonstanksegmentene blir da: 

-k· tr3 

C ir-3 = C ur-3 / e 

C ir-2 = C ur-2 / e -k· tr2 = C ir-2 / e -k· tr2 -k· (tr2 + tr2) 

= C ur-2 / e 

C ir-1 = C ur-1 / e -k· tr1 = C ir-2 / e -k· tr1 -k· (tr1 + tr2 + tr3) 

= C ur-3 / e 

Der tr1, tr2 og tr3 er effektiv oppholdstid i henholdsvis segment 1, 2 og 3 av reaksjonstanken. 

Effektiv konsentrasjon i reaksjonstanksegmentene 1, 2 og 3 er da henholdsvis C eff-1 , C eff-2 og 

C eff-3 , og er gitt ved følgende ligninger som representerer det veide middel av 

konsentrasjonene i de aktuelle reaktorsegmentene: 

C eff-1 = [C ir-1 . C ur- 1] 1/2 

C eff-2 = [C ir-2 . C ur-2 ] 1/2 

C eff-3 = [C ir-3 . C ur-3 ] 1/2 

Figur 9.4 viser eksempel på hvordan effektiv ozonkonsentrasjon, C eff , som benyttes for Ctberegningene, 

endres gjennom anlegget. Konsentrasjonsberegningene forutsetter kjennskap til 

nedbrytningskonstanten, k, for ozon. Bestemmelse og bruk av k, samt beregning av Ct-verdi, 

er nærmere beskrevet i avsnitt 9.4.5. 

C dose 

C i nitiell 

C uk = C ir 

C ut 

C initiell 

C uk = C ir 

Tid (t) 

C ur 

Ozon 

Kontakttank 

Reaksjonstank 

Figur 9.4 

Skjematisk skisse av tenkt konsentrasjonsforløp gjennom kontakt og 

reaksjonstank 


9.4.5 Nødvendig ozondose 

På samme måte som for klor er ozondosen avhengig av hvor stort ozonforbruket er og hvor 

stort ozonoverskuddet må være for å opprettholde tilstrekkelig høy Ct-verdi i desinfeksjonen. 

Ozonforbruket er imidlertid vesentlig større og raskere enn tilsvarende klorforbruk fordi ozon 

er et kraftigere oksidasjonsmiddel (det går mer med til oksidasjon), og fordi ozon er mindre 

stabilt slik at man også vil ha en betydelig grad av egendekomponering. I tillegg doseres ozon 

som gass som vil overføres til vannet med en gitt effektivitet. Det betyr at nødvendig 

ozondose er avhengig av tre forhold: 

1. Gassoverføring, dvs hvor effektiv overføringen fra gass til vann er 

2. Ozonforbruk, dvs hvor mye ozon som medgår til oksidasjon og egendekomponering 

3. Ozonoverskuddet som må være for at vi skal kunne opprettholde en tilstrekkelig høy 

Ct-verdi ved desinfeksjonen 

Ved en gitt utløpskonsentrasjon fra siste segment av reaksjonstanken (restozonkonsentrasjon) 

kan man på samme måte som angitt i avsnitt 9.4.4, regne seg tilbake til 

innløpskonsentrasjonen til første segment av reaksjonstanken som også er 

utløpskonsentrasjonen fra siste segment av kontakttanken. Hvis ozonreaksjonstanken kun 

består av ett segment, er innløpskonsentrasjonen til reaksjonstanken, C ir , (som er lik 

utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken, C uk ) gitt ved: 

-k· tr 

C ir = C uk = C ur / e 

Hvis reaksjonstanken derimot består av flere segment, for eksempel segment 1, 2 og 3, er 

innløpskonsentrasjonen til første segment gitt på tilsvarende måte ved: 

-k· (tr3 + tr2 + tr1) 

C ir-1 = C uk = C ur-3 / e 

Der symbolene er som angitt tidligere. 

I avsnitt 9.4.4 har man foreslått at effektiv konsentrasjon i kontakttanken, C eff-k , er gitt av 

utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken, C uk . Grunnen til dette er at selv om man har et 

ozonforbruk pga oksidasjon, som skulle tilsi at konsentrasjonen var høyere i innløpet enn i 

utløpet, så har man også en gassoverføring som vil øke konsentrasjonen fra innløpet mot 

utløpet. Nettoeffekten på konsentrasjonsendringene gjennom kontakttanken kan imidlertid 

være vanskelig å forutse. For å være konservativ i forbindelse med beregning av Ct-verdi har 

man derfor anbefalt å benytte en lik C eff-k for hele kontakttanken. Denne er basert på 

utløpskonsentrasjonen, C uk , fra kontakttanken. I forbindelse med beregning av nødvendig 

dose, må man imidlertid også ta hensyn til forbruket i kontakttanken. Dette kan gjøres ved å 

beregne en tenkt innløpskonsentrasjon til kontakttanken, C ik , på samme måte som for 

reaksjonstanken. Det vil ikke være den reelle innløpskonsentrasjonen, men en tenkt 

konsentrasjon som man ville hatt hvis all gassoverføring skjedde før kontakttanken, og 

hastighetskonstanten for ozonforbruk pga oksidasjon og egendekomponering er som i 

reaksjonstanken. Hvis kontakttanken kun består av ett segment, er da tenkt 

innløpskonsentrasjon til kontakttanken, C ik , gitt ved: 

-k· tk 

C ik = C uk / e 

Der tk er effektiv oppholdstid i kontakttanken og de øvrige symbolene som angitt tidligere. 

Hvis kontakttanken derimot består av flere segment, for eksempel segment 1, 2 og 3, er tenkt 

innløpskonsentrasjon til første segment gitt på tilsvarende måte ved: 


- k · (tk3 + tk2 + tk1) 

C ik-1 = C uk-3 / e 

Der tk1, tk2 og tk3 er effektiv oppholdstid i henholdsvis segment 1, 2 og 3 av kontakttanken, 

mens de øvrige symbolene er som angitt tidligere. Når tenkt innløpskonsentrasjon til 

kontakttanken er gitt (dvs tenkt initialkonsentrasjonen), er nødvendig ozondose bestemt av det 

raske ozonforbruket rett etter dosering, samt effektiviteten på overføringen av ozongass. 

Nødvendig ozondose kan da beskrives som: 

C dose = C i / (k oksid · k overf ) 

Der C i = C ik = C ik-A , mens k oksid er en faktor som er avhengig av vannkvaliteten og beskriver 

det raske ozonforbruket rett etter dosering, og k overf angir effektiviteten på overføringen av 

ozongass til vann og vil i hovedsak være avhengig av reaktorutformingen. Vi har på 

nåværende tidspunkt lite grunnlag for å angi verdier på k overf , men basert på noe erfaringer og 

et visst skjønn foreslås verdier som angitt i Tabell 9.4 som et utgangspunkt. 

Tabell 9.4 Forslag til veiledende verdier for ozonoverføringsgraden til vann, k overf . 

Innblanding/reaktor system 

k overf 

Diff usor/injektor innblanding, pakket bobletank 0.90 

Diff usor/injektor innblanding, bobletank uten pakking 0.75 

Bestemmelse og bruk av k oksid og k overf , samt beregning av dose, er nærmere beskrevet i 

avsnitt 9.4.6. 

9.4.6 Beregningsprosedyre og bruk av Ct for ozon 

På samme måte som for klor vil beregningsprosedyren med bruk av Ct-verdi være svært 

forskjellig i en driftssituasjon, der man har et anlegg og kan gjøre direkte målinger, og i en 

dimensjonerings- og planleggingssituasjon. Hensikten med beregningsprosedyren vil også 

være forskjellig. Nedenfor har vi derfor skilt mellom dokumentasjon av en driftssituasjon og 

en dimensjoneringssituasjon. 

9.4.6.1 Dokumentasjon i driftssituasjonen 

I en driftssituasjon kan ozonanleggets funksjon dokumenteres ved beregning av Ct-verdi. Det 

innebærer imidlertid at man må ha tilstrekkelig med gode representative prøvepunkt slik at 

ozonkonsentrasjonen kan bestemmes gjennom anlegget. For et anlegg bestående av for 

eksempel reaksjonstanksegmentene 1, 2 og 3, samt kontakttanksegmentene 1, 2 og 3, 

innebærer en slik dokumentasjon følgende: 

• Måling av utløpskonsentrasjonen fra hvert reaksjonstanksegment (C ur-3 , C ur-2 og C ur-1 ), 

samt utløpskonsentrasjonen fra siste kontakttanksegment (C uk-3 ). 

• Bestemme effektiv konsentrasjon i reaksjonstanksegmentene. 

⇒ Innløpskonsentrasjonene er lik: C ir-1 = C uk-3 , C ir-2 = C ur-1 og C ir-3 = C ur-2 

⇒ C eff-1 = [C ir-1 . C ur-1 ] 1/2 , C eff-2 = [C ir-2 . C ur-2 ] 1/2 og C eff-3 = [C ir-3 . C ur-3 ] 1/2 

• Bestemme effektiv oppholdstid i hvert reaksjonstanksegment (tr3, tr2 og tr1). 


⇒ Dette gjøres enten ved hjelp av tracerundersøkelser og bestemmelse av t 10 

for hvert segment, eller ved benytte hydraulisk faktor som beskrevet i 

avsnitt 9.3.2, Tabell 9.1. 

• Beregne Ct-verdi for hvert reaksjonstanksegment. 

⇒ Ct 3 = (C eff-3 · tr3), Ct 2 = (C eff-2 · tr2) og Ct 1 = (C eff-1 · tr1) 

• Bestemme effektiv konsentrasjon i kontakttanksegmentene, C eff-k , basert på 

utløpskonsentrasjonen av siste kontakttanksegment, C uk-3 . 

• Bestemme effektiv oppholdstid i hvert kontakttanksegment (tk3, tk2 og tk1). 

⇒ Dette gjøres enten ved hjelp av tracerundersøkelser og bestemmelse av t 10 

for hvert segment, eller ved benytte hydraulisk faktor som beskrevet i 

avsnitt 9.4.3, Tabell 9.2. 

• Beregne Ct-verdi for kontakttanksegmentene. 

⇒ Ct k = C eff-k · (tk3 + tk2 + tk1), 

• Summere alle Ct-verdiene til en total Ct-verdi 

⇒ Ct = Ct 3 + Ct 2 + Ct 1 + Ct k 

• Sammenligne beregnet Ct-verdi med dimensjonerende Ct-verdi i Tabell 9.5. 

I anlegg som består av to eller flere reaksjonstanksegment kan man også bestemme 

nedbrytningskonstanten, k, fra de målte utløpskonsentrasjonene. Dette er vist nedenfor for et 

anlegg bestående av de 3 reaksjonstanksegmentene 1, 2 og 3. 

Nedbrytningskonstanten, k, kan da bestemmes ved hjelp av ligningen: 

-k · tr3 = ln(C ur-3 /C ur-2 ) 

eller 

-k · tr2 = ln(C ur-2 /C ur-1 ) 

Man kan ikke uten videre bestemme konstantene k oksid og k overf fra målinger i anlegget. Fra 

utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken og nedbrytningskonstanten, k, kan man imidlertid 

beregne produktet (k oksid · k overf ) uten å kunne separere dem. For et anlegg bestående av for 

eksempel 3 kontakttanksegment, 1, 2 og 3, kan dette produktet bestemmes ved hjelp av: 

(k oksid · k overf ) = [C uk-3 / e - k · (tk3 + tk2 + tk1) ] / C dose 

Selv om bestemmelse av konstantene k og (k oksid · k overf ) i en driftssituasjon ikke har noen 

direkte og umiddelbar betydning for dokumentasjon av desinfeksjonsanleggets funksjon, vil 

vi likevel anbefale at slik bestemmelse gjøres i forbindelse med dokumentasjonen. Det er flere 

grunner til det, bl.a.: 

• Beregning av k og (k oksid · k overf ) krever ingen ekstra prøvetaking og analyse da 

man allerede har innhentet de nødvendige dataene i forbindelse med 

dokumentasjonen. 

• Kunnskap om k og (k oksid · k overf ) for ulike driftssituasjoner, vannkvaliteter, osv vil 

medføre at forståelsen av prosessene, og dermed driften av anlegget, blir bedre. 

• Opparbeidelse av et ”bibliotek” over k og (k oksid · k overf ) for ulike anleggstyper, 

prosesser, driftssituasjoner, vannkvaliteter, osv vil være svært nyttig ved både 

dimensjonering og drift av anlegg. 


9.4.6.2 Dimensjoneringssituasjon 

I forbindelse med dimensjonering er det behov å bestemme både nødvendig reaktorvolum og 

nødvendig kapasitet på doseringsutstyr. Som illustrasjon velges et anlegg med 3 

reaksjonstanksegment, 1, 2 og 3, samt 3 kontakttanksegment (antall reaktorsegment er ikke 

vesentlig, da prosedyren kan anvendes for alt fra ett til så mange reaktorsegment man måtte 

ønske). Det gir følgende prosedyre for dimensjonering av reaktorvolum: 

1) Velg ønsket utløpskonsentrasjon fra siste kontakttanksegment (det er også mulig å ta 

utgangspunkt i utløpskonsentrasjonen fra siste reaksjonstanksegment og regne tilbake fra 

der, men det er ikke vist her). 

⇒ Dvs utløpskonsentrasjonen C uk-3 = C ir-1 velges. 

2) Velg antall reaktorsegment i både kontakttanken og reaksjonstanken. 

⇒ Kan være fra ett til så mange segment man måtte ønske. 

⇒ Ulike deler av anlegget kan betraktes som ulike segment, inklusive ledningsvolum. 

⇒ I dette eksempelet er det benyttet 3 kontakttanksegment, 1, 2 og 3, og 3 

reaksjonstanksegment, 1, 2 og 3, der segment 3 er det siste i begge tankene. 

3) Velg volum og utforming for hvert av segmentene. 

4) Beregn effektiv kontakttid for hvert av kontakttank- og reaksjonstanksegmentene basert 

på t 10 eller hydraulisk faktor (t 10 /T) som angitt i henholdsvis Tabell 9.2 eller Tabell 9.1. 

⇒ Henholdsvis tk3, tk2 og tk1 for kontakttanken, og tr3, tr2 og tr1 for 

reaksjonstanken, beregnes. 

5) Velg nedbrytningskonstant, k. 




6) Beregn utløpskonsentrasjonen fra reaksjonstanksegment 1. 

-k· tr1 

⇒ C ur-1 = C uk-3 · e 

7) Beregn effektiv konsentrasjon i reaksjonstanksegment 1. 

⇒ C eff-1 = [C uk-3 · C ur-1 ] ½ 

8) Beregn Ct-verdi for reaksjonstanksegment 1. 

⇒ Ct 1 = C eff-1 · tr1 

⇒ Hvis anlegget kun har ett reaksjonstanksegment, fortsett i punkt 16. 


⇒ C ur-2 = C ur-1 · e -k· tr2 -k· (tr1 + tr2) 

= C uk-3 · e 


⇒ C eff-2 = [C ur-1 · C ur-2 ] ½ 


⇒ Ct 2 = C eff-2 · tr2 


⇒ C ur-3 = C ur-2 · e -k· tr3 -k· (tr1 + tr2 + tr3) 

= C uk-3 · e 


⇒ C eff-3 = [C ur-2 · C ur-3 ] ½ 


⇒ Ct 3 = C eff-3 · tr3 

15) Hvis anlegget består av flere enn 3 reaksjonstanksegment, gjentas sekvens 12 til 14 ved å 

beregne utløpskonsentrasjonen for neste nedstrøms segment ved å benytte k, 

utløpskonsentrasjonen fra forrige segment og effektiv kontakttid for neste nedstrøms 

segment. Slik fortsetter man inntil utløpskonsentrasjonen, effektiv konsentrasjon og Ctverdien 

for alle segmentene er beregnet. 


16) Bestemme effektiv konsentrasjon i kontakttanksegmentene, C eff-k , basert på 

utløpskonsentrasjonen fra siste kontakttanksegment, C uk-C , i henhold til Tabell 9.3. 

17) Beregn Ct-verdi for kontakttanksegmentene. 

⇒ Ct k = C eff-k · (tk1 + tk2B + tk3) 

18) Beregn totale Ct-verdi ved å summere Ct-verdiene fra alle tanksegmentene. 

⇒ Ct = Ct 3 + Ct 2 + Ct 1 + Ct k 

19) Sammenlign beregnet Ct-verdi med dimensjonerende Ct-verdi for ønsket grad av 

inaktivering (Tabell 9.5). 

⇒ Hvis sammenligningen er ok, avsluttes beregningene. Hvis ikke gjentas 

beregningene med nye valg i punkt 1, 2 og 3. 

Som nevnt i avsnitt 9.1.2 bør doseringsutstyr dimensjoneres for en dårligere vannkvalitet enn 

hva reaktorvolumet dimensjoneres for. Det vil i praksis si at det bør dimensjoneres for råvann. 

Prosedyre for dimensjonering av doseringsutstyr blir en fortsettelse av prosedyren for 

dimensjonering av reaktorvolum over, og består av følgende: 

1) Velg nedbrytningskonstant, k, basert på vannkvaliteten som legges til grunn for 

bestemmelse av doseringsutstyr. 

⇒ Er avhengig av vannkvalitet, og er ikke den samme som ved dimensjonering av 

reaktorvolum. 


for den aktuelle vannkvaliteten som angitt i testprosedyren i avsnitt 9.4.6.3 

2) Antar fortsatt at anlegget har 3 kontakttanksegment, 1, 2 og 3. 

3) Beregn tenkt innløpskonsentrasjon til første kontakttanksegment 1, C ik-1 , basert på 

utløpskonsentrasjonen i siste kontakttanksegment 3, C uk-3 . 

- k · (tk3 + tk2 + tk1) 

⇒ C ik-1 = C uk-3 / e 

4) Velg k oksid . 




5) Velg k overf . 

⇒ Er avhengig av reaktorutforming. 

⇒ Velg k overf i henhold til Tabell 9.4 for bobletank med eller uten pakking, eller 

bestem k overf i separat test. 

6) Beregn ozondose. 

⇒ C dose = C ik-1 / (k oksid · k overf ) 

9.4.6.3 Testprosedyre for bestemmelse av ozonkonstanter 

Ved dimensjonering av anlegg er det behov for verdier for nedbrytningskonstanten, k, for 

ozon, samt verdier for konstanten, k oksid , som representerer det raske ozonforbruket rett etter 

dosering samt verdier for gassoverføringskonstanten, k overf , som angir hvor effektivt 

ozongassen overføres til vannet. Disse konstantene vil være avhengig av vannkvalitet, spesielt 

NOM og lett oksiderbare forbindelser, temperatur, osv, samt reaktorutformingen. Konstantene 

kan enten tas fra tabeller over slike, eller de kan bestemmes i en testprosedyre. Foreløpig 

finnes det ikke tabeller over konstantene, men etter hvert som flere tar i bruk metodene vil 

man kunne utvikle slike tabeller. Det ville være naturlig å begynne å utarbeide slike tabeller i 

en videreføring av dette prosjektet. 


Det er viktig at en prosedyre for bestemmelse av k, k oksid og k overf er enkel og kan 

gjennomføres tilnærmet hvor som helst, samtidig som den gir gode og pålitelige data. 

Følgende eksperimentelle prosedyre foreslås derfor for å bestemme k og ko ksid for en gitt 

vannkvalitet: 

1) Det prepareres begerglass med den aktuelle vannkvaliteten. 

⇒ Viktige vannkvalitetsparametere registreres, som for eksempel temperatur, NOM, 

andre reduserte forbindelser, pH, osv. 

⇒ Parameterverdiene må være lik de som anlegget skal dimensjoneres for. 

2) Det lages en ozondoseringsløsning med kjent konsentrasjon. 

⇒ Ozongass løses i rent vann (destillert vann) til en ønsket konsentrasjon i 

doseringsløsningen. 

⇒ Det må benyttes tilstrekkelig lav pH (antagelig ca 3 – 4) i doseringsløsningen til at 

ozonkonsentrasjonen forblir konstant. 

3) Det doseres en kjent mengde ozon til begerglasset. 

⇒ Dosen må være i nærheten av de doser man vil bruke på fullskala anlegget. 

4) Ozonkonsentrasjonen måles og logges mot tid. 

5) Resultatene plottes som ln (C/C 0 ) mot tid. 

6) Dataene analyseres hver for seg for tiden t < 1 minutter og t > 1 minutter. 

7) Det trekkes en rett linje gjennom dataene for t > 1 minutter. 

⇒ Helningen på linjen vil være nedbrytningskonstanten, k. 

8) Det trekkes en rett linje gjennom dataene for t lik 0 – 1 minutter. 

⇒ Helningen på kurven måles. I tillegg registreres skjæringspunktet mellom de to 

kurvene i forhold til startkonsentrasjonen. 

⇒ k oksid bestemmes fra disse dataene (fra helningen eller fra delta-C). 

9) Forsøket ved en gitt vannkvalitet repeteres så 2 ganger ved bruk av 2 andre ozondoser. 

10) Hvis k oksid og k i de tre forsøkene ikke avviker mer enn 20 %, bestemmes k oksid og k som 

gjennomsnittet av de tre målingene. 

11) Er avviket mer enn 20 % utføres det 3 nye repetisjoner med forskjellige ozondoser. 

Gassoverføringskonstanten, k overf , kan ikke bestemmes fra testprosedyren. Man bør derfor 

benytte k overf som angitt i Tabell 9.4, eller andre verdier fra litteraturen, avhengig av 

doseringsutstyr og reaktorutforming. Man bør imidlertid også sammenligne doser fra 

fullskalaanlegg med beregnede doser basert på testprosedyren for på denne måten å 

opparbeide et bedre datagrunnlag på k overf . 

De angitte prosedyrene og fremgangsmåtene må uansett prøves ut i praksis, og etter hvert som 

man får mer data og erfaringer med dem, bør de modifiseres og raffineres der det er behov for 

dette. Vi anbefaler at konstanter bestemmes, prosedyrene evalueres og eventuelt modifiseres i 

neste fase av dette prosjektet. 

9.5 UV-bestråling 

UV-desinfeksjon skiller seg fra annen desinfeksjon ved at det ikke doseres kjemikalium eller 

gass, og at ved at oppholds-/kontakttiden er svært kort. De samme begrepene for 

konsentrasjon, kontakttid og Ct-verdi, som blir brukt for klor og ozon, kan også anvendes for 

UV. Når det gjelder UV angis imidlertid konsentrasjon som intensitet (I), kontaktiden som 

stråletid (t) og Ct-verdi som UV-dose som er produktet av intensitet og stråletid. Dette gir 

følgende begreper: 

• Intensitet, I, som normalt angis med benevning mW/cm 2 i Norge. 

⇒ Ekvivalent med konsentrasjon for andre desinfeksjonsmetoder. 


• Stråletid, t, som angis i sekund. 

⇒ Ekvivalent med effektiv kontakttid for andre desinfeksjonsmetoder. 

⇒ Er avhengig av hydrauliske forhold, men ideell turbulent stempelstrømning er 

den lik strålekammervolum dividert på vannføring (V/Q). 

• UV-dose, D, som normalt angis med benevning mWs/cm 2 (eller mJ/cm 2 ) i Norge. 

⇒ Ekvivalent med Ct-verdi for andre desinfeksjonsmetoder. 

⇒ D = I · t 

⇒ 1 mWs/cm 2 = 1 mJ/cm 2 = 10 J/m 2 

9.5.1 Dimensjonering og drift av UV-anlegg 

I Veilederen for Drikkevannsforskriften av 1. januar 2002 er det satt følgende dosekrav når 

UV skal benyttes som hygienisk barriere: 

• Dose større enn 30 mWs/cm 2 gir barriere overfor bakterier, virus og parasitter der 

doseverdien refererer seg til en beregnet verdi. 

• Dose større enn 40 mWs/cm 2 hvis man også skal ha barriere mot bakteriesporer. 

Doseverdien refererer seg til målt verdi basert på biodosimetertest. 

Når UV-bestråling benyttes til desinfeksjon ved vannverk, er det et klart behov for et 

system/retningslinjer for å sikre at anleggene er i stand til å gi en tilfredsstillende 

desinfeksjonseffekt under alle forhold. Anleggene må også utstyres med nødvendig 

overvåkingsutstyr for sikker drift. Per i dag er det kun Østerrike, Tyskland, Sveits, Norge og 

delvis Nederland og USA som har retningslinjer eller normer som angir spesifikke 

funksjonskrav for UV-aggregater. Alle UV-aggregater som skal benyttes ved norske vannverk 

har vært igjennom en typegodkjenning ved Folkehelseinstituttet (tidligere Statens institutt for 

folkehelse). Denne ordningen, som ble etablert allerede tidlig på 1970-tallet, har til hensikt å 

sikre at de UV-aggregater som installeres ved norske vannverk oppfyller visse minimumskrav 

med hensyn til desinfeksjonseffekt og kontroll-/overvåkingsutstyr. Ved typegodkjenning 

foretas kapasitetsberegning av UV-aggregater for å sikre at vannet blir utsatt for en 

tilstrekkelig høy UV-dose ved passering gjennom aggregatets bestrålingskammer. 

Krav til UV-dose i forbindelse med typegodkjenning av UV-aggregater fra Nasjonalt 

folkehelseinstitutt er enten basert på minimum 30 mWs/cm 2 , beregnet ut fra en volumveid 

gjennomsnittsintensitet i kammeret, eller minimum 40 mWs/cm 2 , basert på en biodosimetertest. 

Dette er nærmere beskrevet i avsnitt 3.4.4 (Godkjenning av UV-aggregater). 

I henhold til Folkehelseinstituttet må søknad om typegodkjenning alltid også inneholde 

detaljerte opplysninger om den aktuelle aggregattypen (modell), for eksempel: 

1) Beskrivelse av UV-lampe, type og fabrikat. Opplysning om utstrålt UV-C effekt, i W evt. 

mW ved 254nm (for lavtrykkslamper) (for mellomtrykkslamper: utstrålt effekt i 

bølgelengdeområdet 240-290 nm), for ny lampe og etter endt lampelevetid. 

Lampedimensjoner: Total lampelengde (u/holdere) (dvs. lengden av lampeglasset) og 

effektiv lampelengde, dvs. lengden på UV-lampen som er innenfor senter innløp og senter 

utløp av bestrålingskammeret, samt diameter på UV-rør og kvartsglass. Levetidskurve for 

lampene (intensitetsreduksjon i relasjon til brenntid, i timer, for den benyttede lampetype), 

samt angivelse av anbefalt tid, i timer, for lampebytte, intensitetsreduksjon (i %) ved 

lysets passasje gjennom kvartsrøret, samt beskrivelse av UV-sensor (type, spesifisitet 

m.m). Diagram som viser UV-sensors følsomhet ved ulike bølgelengder. 

2) Spesifikasjon av de materialer som kommer i kontakt med vann. 

3) Tegning som viser UV-lampen(e)s nøyaktige plassering i bestrålingskammeret, plassering 

av UV-sensor, samt angivelse av innløp og utløp for kammeret. Tegningene skal være 


påført alle indre og ytre mål på bestrålingskammeret, diameter på innløp og utløp av 

kammeret, og avstanden mellom disse sentrene. 

4) En beskrivelse av hvordan beregning av UV-intensitet og dimensjonerende kapasitet av 

anlegget er foretatt, samt beregninger som viser UV-intensiteten i ulike deler av 

bestrålingskammeret. En tabell over den dimensjonerende kapasiteten på anlegget ved 

ulike vannkvaliteter (UV-transmisjonsverdier i 5 cm kuvette). Maksimal hydraulisk 

kapasitet oppgitt av produsent for det enkelte anlegg må også oppgis. 

5) Tegning og beskrivelse av styre- og kontrollinnretningen. 

6) Instruks for drift og vedlikehold av anlegget. 

7) Dokumentasjon vedr. praktiske forsøk som er utført med anlegget (for eksempel 

inaktiveringstester med ulike mikroorganismer, biodosimetertest). 

Biodosimetrisk test skal utføres i henhold til østerriksk ÖNORM M 5873-1 eller 5873-2, den 

tyske DVGW Teknisk standard W294, eller tilsvarende biodosimetriske tester (for eksempel i 

henhold til EPA Ultraviolet Disinfection Guidance Manual). Den skal utføres av 

velrenommerte laboratorier med erfaring fra å utføre slike tester. Det må benyttes et 

biodosimeter (testorganisme, for eksempel Bacillus subtilis eller MS2) som har en resistens 

mot UV-bestråling som gjør det mulig å produsere kapasitetstabeller som kan relateres til en 

UV-dose på 40 mWs/cm 2 (400 J/m 2 ). Prinsippskisse som beskriver gjennomføringen av 

biodosimetrisk test er vist i Figur 9.5. 

Figur 9.5 

Prinsippskisse for gjennomføring av biodosimetrisk test. 

Prinsippet for den biodosimetriske testen kan kort beskrives som følger (avhengig av metode 

som benyttes): 

1. Det benyttes en kultur av sporer til bakterien Bacillus subtilis (Bs) i testen. MS2 

bakteriofag kan benyttes i henhold til EPA. 

2. I en laboratorietest blir den aktuelle kulturen av Bs (eventuelt MS2) som skal benyttes i 

fullskalatesten, testet overfor en UV-dose på 40 mWs/cm 2 . Grad av inaktivering av Bs 

(evt. MS2) ved laboratorietesten blir registrert. Hvis testen utføres i henhold til EPA, 

gjøres registreringene over et stort doseintervall. 


3. I en fullskalatest med det aktuelle UV-aggregatet, injiseres Bs (MS2) og blandes i 

vannstrømmen før aggregatet. Gjennom flere serier av forsøksbetingelser, 

prøveuttak/analyser og intensitetsmålinger blir det målt om UV-aggregatet oppnår en 

inaktivering av Bs som tilsvarer det som ble oppnådd i laboratorietesten ved en UVdose 

på 40 mWs/cm 2 . Forsøksbetingelsene bør for eksempel inkludere variasjoner i 

UVT, temperatur, hydraulisk belastning, innløpsarrangement, lampealder, osv). Figur 

9.6 viser eksempel på hvordan UVT påvirker anleggets hydrauliske kapasitet. Dersom 

det testes i henhold til USEPA, vil inaktiveringen av MS2 som tilsvarer resultatet i 

laboratorietesten være dosen ved de aktuelle betingelsene (reduction equivalent dose, 

RED). 

4. Forsøksbetingelsene må dekke betingelsene som anlegget skal benyttes i. Testen skal 

også utføres med gamle lamper som skal skiftes. Hvis UV-aggregatet tilfredsstiller 

dosekravet under de aktuelle betingelsene, kan det bli sertifisert og gitt et 

kapasitetsdiagram. 

5. Intensitetsmåleren blir også sertifisert i denne testen av samme instans som tester 

aggregatene. 

6. Folkehelseinstituttet godkjenner så det aktuelle aggregatet ved framlegging av 

dokumentasjon frå den ovennevnte biodosimetriske testen. 

Figur 9.6 

Eksempel på sammenheng mellom UVT og maksimum hydraulisk kapasitet med 

en minimumsdose på 40 mWs/cm 2 i henhold til biodosimetrisk test. 

Vi anbefaler at alle UV-anlegg skal dimensjoneres basert på biodosimetrisk test da dette anses 

som eneste pålitelige måten å angi en effektiv UV-dose på. Siden det også er sannsynlig at 

ÖNORM blir europeisk standard, er det naturlig å benytte denne med en dose på 40 mWs/cm 2 

(RED). Man skal imidlertid være oppmerksom at dette er mye lavere doser enn hva USEPA 

krever for inaktivering av virus. For 3-log inaktivering av virus krever det 199 og 231 

mWs/cm 2 for henholdvis lav- og mellomtrykkslamper. Selv om disse verdiene er basert på 

Adenovirus 40 og 41 som er svært UV resistente, kan det senere bli behov for endret UVpraksis 

overfor virus også i Norge. 


Som antydet i avsnitt 9.1.1 og 9.1.2 bør dimensjonerende vannmengde være momentan 

maksimalverdi, mens dimensjonerende vannkvalitet bør være den dårligste vannkvaliteten 

man vil forvente at anlegget opplever. Man bør imidlertid ikke dimensjonere for lavere 

UVT 5cm enn 30 %, eller for høyere enn 50 % selv om man har fargefjerning. Her må det 

imidlertid utvises skjønn. Der en har NOM-fjerning med risiko for tidvise gjennomslag, som 

for eksempel på direktefiltreringsanlegg, må en ved dimensjonering av etterfølgende UVanlegg 

ta hensyn til den forverrede rentvannskvaliteten som da kan oppstå (det innebærer 

automatisk produksjonsstans ved høy turbiditet). I tillegg til variasjoner i vannkvalitet må en 

ved dimensjonering og oppbygging av UV-anlegg også ta høyde for teknisk svikt på selve 

desinfeksjonsanlegget. For å ha en rimelig sikring foreslår vi i tråd med NORVAR-rapport 

139/2004 (Gøytil og Lian, 2004) følgende grunnprinsipp ved dimensjonering: 

- 2 stk. UV-aggregat/-linjer der hvert aggregat/linje er dimensjonert for 75 % av Q dim og 

dimensjonerende UV-transmisjon. 

- 3 stk. UV-aggregat/linjer der hvert aggregat/linje er dimensjonert for 50 % av Q dim og 


- 4 stk. UV-aggregat/linjer der hvert aggregat/linje er dimensjonert for 38 % av Q dim og 


På svært små vannverk (Q dim 0,05 mg fritt klor/l etter minst 30 min kontakttid, tilsvarende en Ct-verdi på 1,5 mg 

min/l (hygienisk barriere ovenfor bakterier og virus) 

For ozon: 

• > 0,2 mg ozon/l etter minst 10 min kontakttid, tilsvarende en Ct på 2 mg min/l 

(hygienisk barriere ovenfor bakterier og virus) 

• > 5 mg ozon/l etter minst 10 min, tilsvarende en Ct på 50 mg min/l (hygienisk 

barriere for Cryptosporidium og bakteriesporer) 

Det kan stilles spørsmålstegn ved de gitte Ct-verdiene fordi: 

• klorverdiene ikke tar hensyn til pH 

• verdiene ikke tar hensyn til temperatur 

• kravet til ozon høyere enn til klor noe som ikke overensstemmer med akseptert viten 

• verdiene for virus med klor er lavere enn det som anbefales andre steder (for eksempel 

av USEPA) 

• verdiene for parasitter (for ozon) er høyere enn det som anbefales andre steder (for 

eksempel av USEPA) 


På bakgrunn av de vurderinger som er gjort i denne rapporten, vil vi foreslå følgende Ctverdier 

for norske anlegg. 

Tabell 9.5 

Forslag til dimensjonerende Ct-verdier for norske anlegg 

Bakterier 

Virus 

Giardia 

Crypto 

3 log 

3 log 

2 log 

2 lo g 

4ºC 

0,5ºC 

4ºC 

0,5ºC 

4ºC 

0,5ºC 

4ºC 

0,5ºC 

Klor 

pH < 7 

1, 0 

1,5 

4,0 

6,0 

75 

100 

i.a 

i.a 

pH 7-8 

1, 5 

2,0 

6,0 

8,0 

100 

150 

i.a 

i.a 

pH > 8 

2, 0 

3,0 

8,0 

12, 0 

175 

250 

i.a 

i.a 

Kloramin 

100 

200 

1500 

2000 

1750 

2500 

i.a 

i.a 

Klordioksid 

1, 0 

1,5 

20 

25 

25 

40 

1000 

1250 

Ozon 

0, 5 

0,75 

1,0 

1,5 

1,5 

2,0 

30 

45 

i.a. - ikke angitt 

Vi ser at det er tatt hensyn til dimensjonerende temperatur for de aktuelle vannkilder. Det er 

også tatt hensyn til pH for klor. De foreslåtte verdiene tar i hovedsak utgangspunkt i 

amerikanske anbefalinger men de er justerte noe slik at de utgjør et hele. 

I realiteten ar Ct verdiene for Giardia-inaktivering med klor såpass høye at de ikke er særlig 

aktuelle. Verdiene for kloramin er også så høye for alle patogener at kloramin egentlig er 

uinteressant i primærdesinfeksjonssammenheng. 

Ettersom det er direkte sammenheng mellom Ct og log inaktiveringsgrad, kan man beregne 

hvilken grad av inaktivering man vil ha ved en bestemt beregnet Ct-verdier når nødvendig Ct, 

gjennom sammenhengen: 

Log IA = n · Ct beregnet /Ct nødvendig 

der n er nødvendig log inaktivering. 

Likeledes kan man bestemme nødvendig Ct for en viss log IA når man kjenner nødvendig Ct 

ved en annen log IA ved formelen. 

Ct log n = Ct log n-1 . (n/n-1) = Ct log n+1 . (n/n+1) 

Det er derfor bare nødvendig å angi én Ct nødvendig for hver desinfeksjonssituasjon og vi har 

oppgitt den for 3 log IA for bakterier og virus og 2 log for parasitter ved de dimensjonerende 

temperaturer, hhv 0,5 o C (elver og bekker) og 4 o C (innsjøer). 




av virus. 


10 Oppsummering og anbefalinger 

I dette kapittelet vil vi summere opp erfaringene fra arbeidet med dette prosjektet samt 

fremme noen anbefalinger mht mulig fremtidig utvikling av desinfeksjonspraksis her i landet. 

10.1 Behovet for en revisjon av desinfeksjonspraksis 

De to viktigste årsakene til at det er behov for en revisjon av den desinfeksjonspraksis man 

har hatt i Norge de siste ti-år er: 

• Implementeringen av Drikkevannsforskriften (01.01.2002) og spesielt kravet her om 

”to hygieniske barrierer” 

• Erkjennelsen av at man også i norske vannkilder må regne med at man det 

forekommer klorresistene patogene mikroorganismer (parasitter) 

Drikkevannsforskriften m/veiledning, som bygger på EU-direktivet om drikkevann, stiller 

vannverkseiere overfor en rekke utfordringer mht å sikre at vannverket tilfredsstiller de 

forordninger som er nedfelt i forskriften og som tidligere ikke (i alle fall i samme grad) har 

vært en naturlig del av norsk desinfeksjonspraksis. 

Denne situasjonen har avstedkommet et kunnskapsbehov hos vannverkseiere og andre som 

arbeider med desinfeksjonsspørsmål, noe som er bakgrunnen for det arbeidet som denne 

rapporten er et resultat av. 

10.2 Patogene mikroorganismer og indikatororganismer 

En av utfordringene vi står overfor når vi skal sikre en god desinfeksjonspraksis, er å 

karakterisere vannets hygieniske kvalitet på en mest mulig korrekt og relevant måte. 

Vi vil gjerne kunne overvåke drikkevannets kvalitet vha enkle, raske, spesifikke og rimelige 

metoder som kan påvise utvalgte patogene mikroorganismer, men slike metoder er foreløpig 

ikke i bruk. Som et alternativ til direkte påvisning av patogene mikroorganismer er man 

henvist til å benytte indikatororganismer, stort sett indikatorbakterier. 

10.2.1 Bakterier 

I Norge og i de fleste andre land er Campylobacter den bakterie som er den viktigste årsaken 

til vannbårne utbrudd. Campylobacter er ikke spesielt resistente overfor desinfeksjon og E. 

coli anses derfor for å være en god indikator på om Campylobacter er tilstede i behandlet 

vann. Salmonella-bakterier anses for å ha omtrent samme resistens overfor desinfeksjon som 

E. coli. Generelt sett kan vi si at E.coli er en god indikator for nærvær av bakterier etter 

desinfeksjon. 

10.2.2 Virus 

Norovirus er den hyppigste årsak til vannbårne sykdomsutbrudd forårsaket av virus både i 

Norge og i mange andre land. Norovirus skilles ut med feces fra syke individer og vil derfor 

kunne være tilstede i vannkilder som er forurenset av kommunalt avløpsvann. Fordi virus 

generelt har noe høyere motstand mot desinfeksjon enn E. coli, så er ikke E. coli en pålitelig 

indikator mht nærvær av norovirus etter desinfeksjon. 

Adenovirus (f. eks. type 40 og 41), er påvist i vannkilder og i behandlet vann. Dette viruset 

kan få stor betydning for desinfeksjonspraksis fordi det har høy resistens mot desinfeksjon, i 

særdeleshet mot UV-bestråling. 


10.2.3 Protozoer 

Cryptosporidium er en parasitt og har siden den ble påvist som et humanpatogen i 1976 vært 

registrert som årsak til en rekke alvorlige sykdomsutbrudd, også i den vestlige verden. 

Cryptosporidium er en parasitt med en kompleks livssyklus, og i denne inngår dannelsen av 

tykkveggede oocyster med en diameter på 4-6 µm som skilles ut i feces. Slekten 

Cryptosporidium omfatter 8 arter og av dem er det C. parvum som har forårsaket de fleste 

infeksjoner hos mennesker. 

Oocystene er svært motstandsdyktige overfor klorering, mindre overfor ozon og er lite 

motstandsdyktige overfor UV. Generelt vil E. coli derfor ikke være en pålitelig indikator på 

nærvær av Cryptosoridium drikkevann etter desinfeksjon. 

I de siste 20 år er det rapportert flere vannbårne utbrudd forårsaket av parasitten Giardia i 

vest-Europa. I en periode var Giardia den hyppigste årsak til utbrudd i USA. Giardia cystene 

(diameter 6-14µm) er lite resistente overfor UV bestråling. De er mer resistente enn fekale 

bakterier overfor klor og ozon, men ikke så resistent som Cryptosporidium. E. coli vil derfor 

ikke være en pålitelig indikator på nærvær av Giardia i drikkevann etter desinfeksjon. 

På grunn av sin høye resistens mot desinfeksjon blir sporer av C. perfringens benyttet som 

indikator for parasitter (Giardia og Cryptosporidium) i flere land. 

10.2.4 S opp 


infeksjoner hos mennesker. Muggsopp-sporer kan være resistente overfor ulike 

desinfeksjonsmetoder (klor, UV), men fjernes godt som partikler (koagulering/filtrering, 

membranfiltrereing). 

10.2.5 Forekomst av patogener i norsk drikkevann 

Det forekommer årlige sykdomsutbrudd i Norge pga vannbåren smitteoverføring. I løpet av 

perioden 1988-2002 ble det registrert i alt 72 utbrudd vannbårne sykdomsutbrudd i Norge. 

Campylobacter var årsak ved 26 % av utbruddene, norovirus ved 18 % mens smittestoffet var 

ukjent for 46 % av utbruddene. 

Cryptosporidium er ikke identifisert som sykdomsårsak i Norge, mens Giardia for første gang 

ble registrert som årsak i 2004. Undersøkelser de senere år viser at begge protozoene er langt 

vanligere i den norske befolkningen en tidligere har vært klar over og at avløpsvann er en 

viktig potensiell smittekilde for norske drikkevannskilder (Gjerde 2005). 

Basert på den informasjonen en har innhentet i dette prosjektet, er det gjort et grovt anslag 

over mulig konsentrasjonsnivå av de viktigste patogene mikroorganismer i norske 

vannforekomster (overflatevann). 


Patogene bakterier: Campylobacter: 0-50 per 100 mL 

Patogene protozoer: Giardia: 

0-4 per 10 L 



Spesielt norovirus- og Campylobacter-tallene er mangelfulle og representerer ikke 

nødvendigvis norske forhold, men de er de beste en har kunnet finne. 

10.2.6 Ut viklingen i Norge 

Selv om vannverkseiere selvsagt må ta utgangpunkt i de indikatororganismer som ligger til 

grunn i Drikkevannsforskriften, er det grunn til i større grad å kartlegge situasjonen i 

vannkildene mer spesifikt, spesielt mht virus og parasitter. Det kan nemlig være grunn til å 

stille spørsmålstegn ved om de indikatororganismer vi benytter for overvåkning av 

vannkvalitet i henhold til Drikkevannsforskriften er egnet som indikatorer for vurdering av 

barrierevirkning ved desinfeksjon. 

Veiledningen til Drikkevannsforskriften angir at den enkelte vannbehandlingsmetode bør 

inaktivere bakterier og virus med minimum 99,9 % (3 log) og eventuelle parasitter med 99 % 

(2 log) for å bli betraktet som hygienisk barriere. Men hvilke bakterier, virus og parasitter skal 

man her ta utgangspunkt i? Kravene til dimensjonering av et desinfeksjonsanlegg vil være 

helt avhengig av hvilken patogen mikroorganisme man sikter på å ha barriere mot. 

Denne rapporten viser at noen av desinfeksjonsmetodene er mer effektive overfor en 


patogene som vi dag kan tenkes å ha barriere mot, er Cryptosporidium mest resistent overfor 

klor, mens Adenovirus er mest resistent overfor UV-bestråling. Er det da disse to 

mikroorganismene som skal legges til grunn for vår praksis og politikk med hensyn til 

utøvelsen av kravet til to hygieniske barrierer? Det vil i så fall kreve en betydelig omlegging 

av norsk desinfeksjonspraksis. 

10.3 Desinfeksjonsmetoder og metoder som fjerner patogener 

De dominerende desinfeksjonsmetoder i Norge er klorering og UV-bestråling. Internasjonalt 

benyttes i tillegg i stor grad ozonering og i mindre grad tilsetting av klordioksyd. Avanserte 

oksidasjonsmetoder (UV/O 3 , UV/H 2 O 2 etc) som gir god desinfeksjon tas i økende grad i bruk. 

I mange land er det en praksis for bruk av kloramin for sekundærdesinfeksjon, noe som er lite 

brukt i Norge. I denne oppsummeringen vil vi ikke komme inn på tekniske aspekter ved de 

ulike metodene men konsentrere oss om hvilken effektivitet som kan forventes. 

10.3.1 Desinfeksjonseffektivitet 

De ulike desinfeksjonsmetoder har ulik inaktiveringseffektivitet overfor ulike 

mikroorganismer. De to parametrene som for øvrig er mest bestemmende for 

inaktiveringsgraden er den konsentrasjon som mikroorganismen utsettes for (C) og den 

tid (t) som mikroorganismen utsettes for av denne konsentrasjonen. Inaktiveringsgraden 

oppgis gjerne som log N t /log N 0 , og et sentralt uttrykk for desinfeksjonseffektivitet er den 

såkalte Chick/Watson relasjonen : 

log N t /log N 0 = - α . C n . t (der n ~ 1) 

Denne sammenhengen sier at desinfeksjonseffektiviteten mhp en gitt mikroorganisme med et 

gitt desinfeksjonsmiddel er proporsjonal med produktet av konsentrasjonen og tiden. 

Uttrykket gjelder egentlig for kjemiske desinfeksjonsmidler, men tilsvarende uttrykk gjelder 

også for UV-bestråling, med den forskjell at UV intensiteten (I) erstatter C i ligningen. 

Den såkalte Ct verdien (evt It-verdien) blir derfor svært sentral for dimensjonering og drift av 

desinfeksjonsanlegg fordi den kan fortelle oss hvilken inaktiveringsgrad vi kan forvente ved 


en bestemt konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel og en bestemt kontakttid mellom den 

aktuelle mikroorganisme og den aktuelle konsentrasjon av desinfeksjonsmiddel. Utfordringen 

når det gjelder å dra nytte av Ct-verdien, ligger i å bestemme den riktige C og den riktige t. 

Dette diskuteres grundig i rapporten 

10.3.2 Desinfeksjonsmetoder 

Klorering er fortsatt den vanligste metode når vi betrakter antall mennesker forsynt eller m 3 

vann behandlet. I mange land arbeider man imidlertid med strategier for å erstatte klor som 

desinfeksjonsmiddel. Dette skyldes: 

• Dannelse av helseskadelige biprodukter når klor reagerer med naturlig organisk stoff 

• Klors dårlige inaktiveringseffektivitet overfor parasitter 

Ettersom Drikkevannsforskriften setter krav til inaktivering av parasitter, må det legges opp 

til en desinfeksjonsstrategi der klor blir erstattet med andre metoder eller blir brukt i tillegg til 

andre metoder som sikrer barrierevirkningen mot parasitter. 

UV-bestråling øker sterkt i omfang på tross av at denne metoden er klart dyrere enn 

alternativene. Den økningen som har skjedd i bruken av UV i Norge, synes ikke å ha sin basis 

i en bestemt desinfeksjonsstrategi. Det kan være grunn til å peke på at man ikke i alle land er 

like entydig positive til bruk av UV. Dette har primært sin årsak i usikkerhet knyttet til 

effektiviteten overfor virus. Vi oppfatter det likevel slik at UV-bestråling får stadig større 

oppslutning internasjonalt og at det neppe vil være feil å legge opp en desinfeksjonsstrategi 

som inkluderer UV-bestråling, først og fremst for å ”demme opp” for parasitter. 

Ozonering er lite brukt i Norge. Hovedsakelig brukes metoden som forbehandling i anlegg for 

ozonering/-biofiltrering. Dette står i motsetning til situasjonen i mange andre land hvor 

bruken av ozonering er langt mer omfattende, riktignok også der primært som 

oksidasjonsmetode som imidlertid gir en god barrierevirkning samtidig. Det er grunn til i 

større grad å utrede bruken av ozon i norske vannverk, ikke minst fordi metoden vil kunne gi 

en god barrierevirkning overfor de fleste patogene mikroorganismer (inkludert parasitten 

Giardia). Som i andre land bør ozonering imidlertid benyttes sammen med andre metoder 

som gir barriereeffekt. Kombinert med UV-bestråling vil metoden (riktig dimensjonert) gi en 

svært høy barriereeffekt mht alle de aktuelle patogene mikroorganismer. 

Klordioksid er ikke brukt i Norge. Årsaken skal være at ingen har søkt om å få bruke 

klordioksid og at det dermed heller aldri har blitt godkjent som desinfeksjonsmiddel i Norge. 

Klordioksid har imidlertid en rekke fordeler i forhold til klor og bør derfor ikke være 

ekskludert fra å bli benyttet. 

Kloramin er lite brukt i Norge. Desinfeksjonsvirkningen er så lav at vi betrakter 

kloraminering primært som en metode for hindre vekst på nettet og ikke en metode for å møte 

en patogen forurensing på nettet. Dette vet vi imidlertid svært lite om og der vekst på nettet 

oppleves som et problem, er det grunn til å utrede bruk av kloraminering. 

10.3.3 Desinfeksjonsmetodenes effektivitet 

Som nevnt over er desinfeksjonseffektiviteten avhengig av Ct-verdien (evt It-verdien for UV). 

I rapporten har vi gått gjennom ulike effektiviteter mhp inaktivering som er rapportert i 

litteraturen. 


Oppsummert kan følgende hevdes: 

Klor-forbindelser 

• Klor er et svært effektivt desinfeksjonsmiddel overfor bakterier og rapporterte Ctverdier 

ligger vanligvis under 2 mg . min/l for 3 log inaktivering ved 1 o C. 

• Noen enteriske virus er mer resistente overfor fri klor enn bakterier og krever høye Ctverdier 

for inaktivering (for eksempel er det rapport om Ct = 30 mg . min/l for 

Poliovirus for 4 log inaktivering). 

• Klor er svært lite effektivt overfor parasitter og krever så høy Ct-verdier for 

inaktivering at bruk av klor for inaktivering av parasitter er praktisk/økonomisk 

uinteressant. 

• Kloramin er lite effektiv både overfor bakterier, virus og parasitter, mens klordioksyd 

er om lag like effektiv som klor overfor bakterier og virus, men noe mer effektiv 

overfor parasitter. 

Ozon 

• Ozon er svært effektivt overfor bakterier (Ct < 1 mg . min/l for 3 log inaktivering ved 

1 o C). 

• Ozon er mer effektiv enn klor overfor virus (Ct < 2 mg . min/l for 3 log inaktivering ved 

1 o C). 

• Ozon er ganske effektiv overfor Giardia (Ct < 3 mg . min/l for 2 log inaktivering ved 

1 o C), men er mindre effektiv overfor Cryptosporidium ( Ct > 25 ved 2 log inaktivering 

ved 1 o C). 

UV-bestråling 

• UV-bestråling er svært effektivt overfor bakterier (< 15 mJ/cm 2 for 3 log inaktivering 

ved 1 o C). 

• UV-bestråling er effektivt overfor de fleste virus (< 30 mJ/cm 2 for 3 log inaktivering 

ved 1 o C) men det finnes virus, Adenovirus type 40 og 41, som er svært resistent 

overfor UV (> 100 mJ/cm 2 for 3 log inaktivering ved 1 o C). 

• UV-bestråling er svært effektivt overfor parasitter (< 10 mJ/cm 2 for 2 log inaktivering 

ved 1 o C). 

10.3.4 Andre behandlingsmetoder som gir barrierevirkning 

Denne rapporten handler primært om sluttdesinfeksjonen, men det er klart at forbehandling 

kan representere hygieniske barrierer. En strategi er å benytte kjemisk oksydasjon (i form av 

ozonering eller avanserte oksidasjonsprosesser (AOP) i tidlige prosess-steg. 

En annen strategi er å fjerne patogener som partikler med koagulering/filtrering eller 

membran(nano)filtrering. Blant partikkelfjerningsmetodene må membranfiltrering 

(nanofiltrering) regnes som svært effektiv både overfor bakterier, virus og parasitter. Metoder 

basert på granulære filtre (sand, aktiv kull etc) er kun effektive når de kombineres med 

koagulering og selv da vil optimal drift av anlegget være avgjørende for å få en 

tilfredsstillende separasjonseffekt overfor patogene mikroorganismer. 

10.4 Risiko og sårbarhet 




på ledningsnettet, ledningsbrudd, mm og 2) eksterne trusler, for eksempel av typen 

terrorangrep og ekstreme naturhendelser. Rapporten gir en innføring i bakgrunn og status for 

bruk av aktuelle redskap for risikoanalyse og risikostyring i vannforsyningen i forbindelse 

med interne svakheter, og relatert til vannkvalitet. 

10.4.1 Helsebaserte mål for vannforsyningen 

Kriteriet for å vurdere vannforsyningen i relasjon til helse og hygiene aspektet er ”risiko for 

infeksjon”. To spørsmål som kan stilles er 1) Hvilken risiko for infeksjon kan aksepteres og 2) 

Hvordan bestemmes risikoen for infeksjon som er knyttet til hele eller deler av et gitt 

vannforsyningssystem? 

I WHO (2004) retningslinjene for drikkevann blir risiko beskrevet som antall personer som 

blir smittet i en befolkningsgruppe av en gitt størrelse, f.eks 1 person per 10 000 årlig, eller 1 

person per 100 000 årlig. Dette prinsippet for å angi risiko er kjent fra f.eks USA og 

Nederland, hvor det er foreslått at det høyeste risikonivå for gastrointestinal sykdom 

forårsaket av patogener i drikkevann skal være en infeksjon per 10 000 personer per år. 

Vurderingen av risiko for vannbåren infeksjon er i Drikkevannsforskriften basert på om 

vannet innholder fekale indikatororganismer eller ikke. Problemet forbundet med analyser av 

mikroorganismer, enten det gjelder analyse av indikatororganismer eller patogene 

mikroorganismer, er at overvåkingen av vannkvalitet (stort sett) er reaktiv, dvs. at uønskede 

hendelser eller sammenbrudd i vannforsyningssystemet kan skje mange timer og noen ganger 

dager, før det blir oppdaget via analyseresultater. Dette har sammenheng med 1) at dagens 

analysemetoder er tidkrevende (minst en dag) og 2) at overvåkingsstrategien tradisjonelt har 

vært basert på å overvåke innholdet av indikatororganismer i rent vann ut fra renseanlegg eller 

på ledningsnettet. Utviklingen går nå mot en mer metodisk sikring av hele vannforsyningssystemet 

og hvor risikoanalyse er et grunnlag for denne sikringen (WHO 2004). 

10.4.2 QMRA 

For å bestemme risikoen for smitte som er knyttet til vannforsyningssystemet inklusive 

desinfeksjonstrinnet, kan en benytte epidemiologiske undersøkelser eller en såkalt kvantitativ 

mikrobiell risiko analyse (Quantitative Microbial Risk Analysis - QMRA). QMRA er blitt 

lansert (WHO 2004) som et potensielt redskap for å ta beslutninger angående tiltak i 

vannforsyningssystemet, relatert til å oppnå kvantitative, helsebaserte mål. I QMRA utføres 

det en systematisk kombinasjon av 1) tilgjengelig informasjon om hva konsumentene 

eksponeres for av patogene mikroorganismer, og 2) dose-respons data, for å gi estimater av 

hvilken sykdomsforekomst dette vil resultere i en befolkning som mottar vann fra et aktuelt 

vannforsyningssystem. Resultatene kan benyttes for å ta beslutninger om konkrete 

forbedringer som må gjøres i vannbehandlingen for å oppnå målet. 

10.4.3 HACCP 

En Hazard Analysis Critical control Point (HACCP) prosedyre kan være et redskap for å styre 

og kontrollere sikkerheten ved vannverket. Sentralt i denne prosedyren er såkalte kritiske 

kontroll-punkt (CCP). Etter at det er gjort en risikovurdering av vannforsyningssystemet 

inklusive desinfeksjonsprosessen, bestemmes det hvilke kritiske kontrollpunkt (CCP) en 

skal ha for å kunne styre systemet slik at en unngår/minimaliserer uønskede hendelser. 

I rapporten gjennomgåes de sentrale elementene i HACCP og QMRA. 


Flere europeiske vannverk (f.eks i Danmark, Frankrike, Island, Tyskland, Storbritannia, 

Sveits, Østerrike) har tatt i bruk HACCP. Sveits er muligens det eneste europeiske land med 

lovverk som pålegger vannverkene å bruke ”Critical Control Points” prinsippet i sin 

drikkevannsproduksjon. Ingen av elementene i HACCP prosedyren er ukjente for norsk 

vannforsyning, de benyttes i større eller mindre grad allerede. For norske vannverk vil det 

kunne være fordelaktig å innføre en HACCP-prosedyre fordi en da benytter samme 

begrepsapparat som et etter hvert antakelig økende antall vannverk internasjonalt benytter, og 

kan dra nytte av felles forståelsesgrunnlag og erfaringsmateriale. 

10.4.4 WS P 

WHO (2004)- retningslinjene legger økt vekt på risikostyring for å nå helsebaserte mål i 

vannforsyningen og lanserer begrepet Water Safety Plan (WSP) som et metodisk redskap for 

å sikre at vannforsyningen inklusive vannbehandlingen fungerer godt. Hensikten med 

innføring av WSP er å opptre proaktivt, og i mindre grad måtte reagere i ettertid basert på 

overvåking av rentvannkvalitet. HACCP prosedyren kan være en del av en WSP. 

10.5 Norsk desinfeksjonspraksis i dag 

På grunnlag av gjennomgang av data i Vannverksregisteret for 2005 kan man oppsummere 

som følger: 

• Et forbausende stort antall vannverk (530 eller 31 % av alle) har ikke desinfeksjon i 

det hele tatt, noe som er i strid med bestemmelsene i Drikkevannsforskriften. Spesielt 

er det forbausende at hele 217 overflatevannverk (hvorav 23 vannverk > 1.000 pe) 

ikke har noen form for desinfeksjon. 

• Klorering og UV bestråling dominerer som desinfeksjonsmetoder i Norge. Det er flere 

UV-anlegg enn kloranlegg, men de største anleggene er basert på klor. Det er bare 11 

UV anlegg > 10.000 pe i Norge mens det er 61 kloranlegg, hvorav 4 også har UV. 

• Det er få ozonanlegg (4 registrerte) – alle i anlegg for ozonering/biofiltrering hvor 

ozon både er brukt som desinfeksjonsmiddel og oksydasjonsmiddel (bl.a. for å fjerne 

farge). 

• Blant de vannverk som har en eller annen form for desinfeksjon, er det langt flere 

anlegg som kun har desinfeksjon (evt to desinfeksjonssteg med ulike metoder) enn 

anlegg som kombinerer en form hygienebarriere gjennom partikkelfjerning med en 

desinfeksjonsmetode (evt to stegs desinfeksjon). 

• Det er et betydelig antall membrananlegg (26 % av alle membrananlegg) som ikke har 

noe eget desinfeksjonssteg. 

• Det er et ikke ubetydelig antall vannverk som har levert vann som har avvik i kravet 

om null E.coli. 

• Det er ikke uvanlig med svikt i desinfeksjonsanleggene, og det virker som om 

beredskapen mot svikt er dårligere enn man skulle ønske. 

• Problemer knyttet til strømforsyningen (svikt eller spenningsvariasjoner) representerer 

et problem for desinfeksjonsanleggene ved flere vannverk. 

• Det kan virke som driftspersonalet på flere vannverk har dårlig kontroll på hva som 

faktisk doseres av klor eller UV-stråling. 

10.6 Desinfeksjonspraksis i andre land sammenlignet med den i Norge 





utmeisles. Det ble derfor helt fra prosjektets start satt i gang en omfattende 

spørreundersøkelse som ble besvart av eksperter i en rekke land. 

Spørreundersøkelsen viser at det ikke finnes noen ”optimal desinfeksjonspraksis” i den 

forstand at den er internasjonalt anerkjent og akseptert. Riktignok er det visse områder av 

desinfeksjonspraksisen som er omtrent den samme i alle land, men på den andre siden er det 

også sentrale områder av desinfeksjonsfilosofien og desinfeksjonspraksisen som er svært 

forskjellige fra land til land. I det følgende skal vi kort peke på noen forhold. 

10.6.1 Lover og regler vedrørende desinfeksjon 

Svært mange land arbeider med revisjon av sine lover og regler. Dette er utvilsomt initiert av 

de store vannbårne epidemier (for eksempel forårsaket av parasitter) som man har opplevd de 

10 siste år. I USA pågår det et meget omfattende arbeid og i Japan vil det i løpet av meget 

kort tid bli et helt nytt regelverk når det gjelder desinfeksjon. I Norge har vi også fått et nytt 

regelverk. Det synes imidlertid å være et behov for å revidere anbefalingene i veiledningen til 

drikkevannsforskriften ettersom det her finnes enkelte anbefalinger som ikke nødvendigvis er 

i overensstemmelse med det som oppfattes som god desinfeksjonspraksis i andre land. 

10.6.2 Bruk av sluttdesinfeksjon i vannbehandlingen 

Vi har i Norge nå en ambisjon om at alt vann levert til forbruker skal være desinfisert. De 

fleste i vannbransjen vil si at dette er fremskritt. Likevel er det slik at utviklingen i enkelte 

land (Nederland, Tyskland, Sveits) faktisk går i motsatt retning (spesielt hva angår bruk av 

klor). I disse landene synes politikken å være å gå så langt det er mulig i retning av så 

omfattende forbehandling (inkludert kunstig grunnvannsinfiltrasjon) som mulig. Man legger 

inn i vannbehandlingen avansert partikkelseparasjon og avansert oksidasjon (inkludert ozon) 

slik at behovet for en sluttdesinfeksjon faller bort. 

Vi tror at det i Norge er fornuftig å legge seg på den linje som myndighetene har gjort, men at 

det da blir særlig viktig velge riktig desinfeksjonsmetode og å bruke denne riktig, noe som 

denne rapporten forhåpentligvis vil bidra til. 

10.6.3 Bruk av klor som desinfeksjonsmiddel 

Det er ingen tvil om at det er en sterk ”trend” i retning av å redusere bruken av klor som 

desinfeksjonsmiddel i mange land. Tendensen til å gå bort fra klor har vært der helt siden man 

på begynnelsen av 80-tallet ble klar over de klorerte biproduktenes helseskadelige virkning. 

Tendensen har imidlertid blitt kraftig forsterket i løpet av de siste 5-10 år ikke minst som en 

følge av klors utilstrekkelighet som hygienisk barriere overfor parasitter. 

I Norge har det ikke fra myndighetenes side blitt uttrykt noen klar politikk på dette punktet. 

På den ene siden er Norge kanskje det landet som i størst grad har tatt i bruk UV-desinfeksjon 

som et alternativ til klor. På den annen side har ikke myndighetene advart mot bruk av klor. 

Mange land har i økende grad tatt i bruk klordioksid som desinfeksjonsmiddel ettersom man 

ved bruk av dette unngår en rekke av de problemene som er knyttet til bruken av klor. I Norge 

benyttes ikke klordioksyd, og det er ikke noe som tyder på at klordioksid vil bli et fortrukket 

desinfeksjonsmiddel ved mange anlegg i Norge. 

Det ble gjort en ganske omfattende samnordisk innsamling av erfaringer med bruk av klor 

som desinfeksjonsmiddel i for noen år siden (TemaNord, 2000). Rapporten herfra viser at det 


er mange anleggseiere som av ulike grunner ønsker å gå bort fra klor og det kan være 

fornuftig at vi her i landet diskuterer bruken av klor grundig. 

10.6.4 Bruk av kraftigere oksydasjonsmidler 

I de fleste land er det en interesse for og økning i bruk av kjemiske oksidasjonsmetoder for å 

redusere innholdet av organiske mikroforurensninger (pesticider, farmakologiske 

restprodukter, hormonhermere etc). Ozon og avanserte oksidasjonsmetoder (AOT) kan brukes 

til dette, gjerne med etterfølgende adsorpsjon på aktivt kull og/eller biologisk nedbrytning. 

Disse kraftige oksidasjonsmetodene representerer også en sikker desinfeksjon og kan 

representere et viktig element i oppbygningen av tilstrekkelig hygienisk barrierer i et anlegg 

uten å være sluttdesinfeksjon. Vil man unngå klor og samtidig ønske en sluttdesinfeksjon, 

synes UV å være hensiktsmessig for dette. En slik strategi tilfredsstiller imidlertid ikke et 

ønske om sekundærdesinfeksjon (desinfeksjonsrest på nettet). 

10.6.5 Desinfeksjonsrest 

I enkelte land (for eksempel UK) er det en sterk oppfatning i vannbransjen at vann skal 

leveres med en desinfeksjonsrest basert på føre-var prinsippet og med tanke på forurensning 

av distribusjonsnettet, mens andre land (for eksempel Nederland, Tyskland og Sveits) mener 

at vannet som sendes ut på nettet må være så biostabilt at desinfeksjonsrest på nettet ikke er 

nødvendig. 

I Norge kan det synes som om vi ikke har hatt noe bevisst forhold til dette. Vi har i svært liten 

grad tatt kloraminering i bruk og doseringen av klor har normalt vært så lav at noen klorrest 

på nettet ikke har vært opprettholdt mange steder. Det er vel til og med et faktum at svært 

mange steder, der humusinnholdet har vært relativt høyt, har klorbehovet langt overskredet 

klordoseringen, slik at desinfeksjonseffekten har vært noe illusorisk. Da man tidlig på åttitallet 

fikk fram noen tall for trihalometaner i norsk drikkevann, fant man ingen sammenheng 

mellom trihalometandannelsen og klordosen ved vannverkene. Dette skyldes sannsynligvis at 

det var dosert så lite klor at det var et støkiometrisk underskudd av klor som følge av det 

klorbehovet som innholdet av organisk stoff representerte. Dersom det var tilfellet, var også 

desinfeksjonsverdien av klortilsettingen illusorisk. 

Så lenge man ønsker å unngå så høye klorkonsentrasjoner i vann som leveres til forbruker at 

man unngår lukt og smak, synes det ikke være grunn til å gå inn for en 

klorrest på nettet i Norge. En slik holdning bør imidlertid medføre at man må gå inn for å 

redusere vekstpotensialet i vannet mest mulig. Dette kan gjøres ved 1) å sørge for en mest 

mulig omfattende fjerning av organiske stoff eller 2) å fjerne nettopp det organiske stoffet 

som representerer et vekstpotensial, for eksempel ved å ta i bruk biologisk nedbrytning i 

vannbehandlingen (eller ved passasje i grunnen, for eksempel gjennom kunstig 

grunnvannsinfiltrasjon). 

10.6.6 Sikring av desinfeksjonen som tilstrekkelig hygienisk barriere 

På dette punktet synes det å være to fremherskende strategier: 

3. Å måle på indikatororganismer etter desinfeksjonen og legge opp denne 

(dimensjonering og drift) slik at kravet om fravær av disse (evt kravet om 

fjerningsgrad, for eksempel log-reduksjon) tilfredstilles. 

4. Å legge opp til et krav til dimensjonering og drift (inklusiv sikkerhetsfaktorer hvor 

hensynet til risiko, sikkerhet og sårbarhet er trukket inn) som er slik at man med 

stor sannsynlighet er garantert å møte de aktuelle kravene til hygienisk barriere. 


Det kan sannsynligvis hevdes at Norge har lagt seg på det første alternativet (eller en 

kombinasjon av de to) mens for eksempel USA og Canada har lagt seg på det siste. I Norge 

har vi krav til at man skal kunne påvise fravær av visse organismer samtidig som det kreves 

en viss log-reduksjon av grupper av organismer. Norge har imidlertid foreløpig kun vage 

anvisninger på hvordan man skal sikre at den nødvendige log-reduksjonen oppnås. 

I USA er det ingen absolutte krav til innhold av indikatorer, men derimot et rigorøst regelverk 

for hvordan man skal dimensjonere et anlegg for å oppnå en viss log-reduksjon av bestemte 

organismer (eller grupper av organismer) som man ønsker kontroll med. Filosofien her går ut 

på at denne strategien gir en mye større sikkerhet for resultatet enn den som baserer seg på ”å 

lete etter en nål i en høystakk” gjennom målinger. Denne filosofien synes å ha blitt forsterket 

etter at parasittene kom i fokus, delvis fordi det er meget omfattende og nesten umulig å ha en 

kontinuerlig overvåking av organismer som bare finnes i meget lave antall per volumenhet, og 

delvis for at det ikke finnes gode rutineanalyser for alle de organsimer og grupper av 

organismer vi her snakker om. 

Vi støtter den oppfatning som gjør seg gjeldende i USA og Canada og vil anbefale at det her i 

landet etableres en prosedyre for å finne fram til hva som kan regnes for å være tilstrekkelig 

hygienisk barriere som baserer seg på et tilsvarende prinsipp hva angår dimensjonering og 

drift som det USA har lagt seg på. 

10.7 Dimensjonering og drift av desinfeksjonsanlegg med utgangspunkt i 

amerikanske regelverk 

Utgangspunktet for de amerikanske kravene er gjengitt i Surface Water Treatment Rule, 1989 

(SWTR), der man har et basiskrav for 3 log inaktivering av Giardia cyster og 4 log 

inaktivering av virus. Avhengig av kilde og vannkvalitetssituasjon kan imidlertid kravene 

være høyere. Senere er Cryptosporidium også blitt adressert i Interim Enhanced Surface 

Water Treatment Rule, 1998 (IESWTR), og Long Term 1 Enhanced Surface Water Treatment 

Rule, 2002 (LT1ESWTR), der det stilles krav om minimum 2 log inaktivering av Crypto. Her 

kan også kravet være høyere. I Long Term 2 Enhanced Surface Water Treatment Rule, 

foreslått i 2003 og vedtatt i 2005 (LT2ESWTR) stilles det tilleggskrav til behandlings- og 

desinfeksjonsmetoder med tanke på bedre Crypto kontroll. Reglene er svært grundige og 

omfattende, men også relativt kompliserte å bruke. 

De amerikanske reglene er basert på CT-prinsippet, og på multiple barriere konseptet der man 

betrakter hele summen av rensetrinn og gir hvert behandlingstrinn log inaktiveringskreditt 

(dvs en del-barriere) avhengig av prosess og drift. Dokumentasjon av god drift (av for 

eksempel koaguleringsanlegg, filtreringsanlegg, osv) kan gi tilleggskreditt med hensyn på 

parasitt inaktivering. 

For selve desinfeksjonsprosessene er det utviklet omfattende tabeller over nødvendig 

dokumentert Ct-verdi (eller UV-dose) som må oppnås for å tilfredsstille angitte krav til 

inaktivering av henholdsvis virus, Giardia og Crypto for de ulike metodene ved ulike 

betingelser. Disse tabellene er utviklet basert på statistisk behandling av omfattende mengde 

forsøksresultater, der man i tillegg har lagt inn sikkerhetsfaktorer. 

Ved beregning av Ct-verdi, kan desinfeksjonsprosessenen deles inn i segment der 

beregningene gjøres for hvert segment separat. Som kontakttid benytter man T 10 . Effektiv 


konsentrasjon som benyttes i beregningene er avhengig av prosess. Ved klorering benyttes 

utløpskonsentrasjonen fra hvert segment, mens ved bruk av svært reaktive forbindelser som 

for eksempel ozon, benyttes mer kompliserte metoder for å bestemme den effektive 

konsentrasjonen. Det er også lagt inn sikkerhetsfaktor ved beregning av effektiv 

konsentrasjon. For UV er det krav om såkalt biodosimetrisk test, der anleggets effekt må 

dokumenteres i fullskale for et sett av betingelser og etter en gitt prosedyre. 

Selv om de amerikanske reglene er svært grundige, er de for kompliserte til å være direkte 

anvendelige for norske forhold. Det er imidlertid en rekke elementer ved reglene kan være 

aktuelle, og i vårt forslag til verktøykasse har vi tatt utgangspunkt i de amerikanske reglene 

men gjort betydelige forenklinger og tilpasninger. 

10.8 Forslag til en prosedyre for bestemmelse av optimal 


Det er laget et forslag til en prosedyre for hvordan man skal gå fram for å bestemme hva som 

vil være god desinfeksjonspraksis i et gitt tilfelle. En slik prosedyre for bestemmelse av hva 

man (som et minimum) bør sette inn av desinfeksjonstiltak, ville lette arbeidet for alle parter 

som deltar i dette arbeidet. 

Innholdet i prosedyren er ikke fullstendig utarbeidet. Vi har imidlertid ment at det vil være 

riktig å sette i gang en diskusjon om behovet og nødvendigheten av dette som kan lede fram 

til et opplegg som alle parter eventuelt kunne gi sin tilslutning til. Det er først da en slik 

prosedyre ville være av nytte for bransjen. 

Prosedyren tar utgangspunkt i: 

• vannverkets størrelse 

• type av vannkilde 



Prosedyren kan lede fram til hva inaktiveringsgraden av ulike organismegrupper bør være i 

sluttdesinfeksjonen, og dette vil danne grunnlag for dimensjonering og drift av det primære 

desinfeksjonsanlegget i vannverket. 

10.8.1 Oppbygning av prosedyren 

Det er foreslått en oppbygning av prosedyren som vist i Tabell 10.1. 

Tabell 10.1 Oppbygning av en prosedyre for bestemmelse av hygienisk barriereeffekt 

1 Bestem ”risikograd” og sårbarhet = f (anleggsstørrelse og ty pe av v annkilde) 

2 Registrer råv annets hy gieniske kvalitet = tilstedeværelse av E.coli og C. perfringens) 

3 Gjennomf ør (evt) kartlegging mht sporer av C. Perfringens og Cryptosporidium/Giardia = f (2) 

4 Kategoriser vannv erkets kv alitetsniv å = f (1- 3) 

5 Bestem barrierehøy den uttrykt som nødv endig total log-reduksjon = f (4) 

6 Bestem log-kreditt i nedslagsfelt og kilde = f (tiltak i nedslagsfelt/kilde) 

7 Bestem log-kreditt i vannbehandling = f (v annbehandling utover sluttdesinfeksjonen) 

8 Bestem nødv endig log-reduksjon i sluttdesinfeksjonen = f (5 ÷ 6 ÷ 7) 


Man bestemmer vannverkets kvalitetsnivå (4) på grunnlag av dets størrelse, vannkildetype og 

kildekvalitet. Vannkvaliteten i kilden baseres på historiske data om forekomst av E. coli og 

C.perfringens samt (i de fleste tilfeller) en ytterligere kartlegging av C.perfringens sporer og 

parasitter (Cryptosporidium og Giardia). 

Kvalitetsnivået fører fram til nødvendig barrierehøyden som oppgis som et visst antall logreduskjoner 

som må oppnås i vannverket totalt for hhv bakterier, virus og parasitter. Så gis 

det kreditt (log-kreditt) for hhv tiltak i nedslagsfelt/kilde og for vannbehandlingstiltak utover 

sluttdesinfeksjonen slik at man til slutt kan beregne den log-reduksjon som 

sluttdesinfeksjonen må sikre. 

Denne log-reduksjonen legges så til grunn for dimensjonering og valg av sluttdesinfeksjonen 

gjennom bruk av Ct-begrepet (evt It=dose begrepet for UV). 

10.8.2 Problemstillinger knyttet til den foreslåtte prosedyre – behovet for videre 

utredninger 

Vi har foreslått å ta utgangspunkt i vannverkets størrelse (antall personekvivalenter forsynt). 

Dette kriteriet er valgt fordi det er svært lett å forholde seg til. Vi har foreslått å benytte tre 

nivåer; < 1000 pe, 1000 – 10.000 pe og > 10.000 pe ettersom dette ville fange godt opp 

størrelsesstrukturen i norsk vannforsyning. I det videre arbeidet med prosedyren, bør man 

vurdere nærmere om det er andre kriterier enn størrelse som må komme inn. 

Vi har skilt mellom tre typer av vannkilder; grunnvann, overflatvann fra innsjøer og 

overflatevann fra elver og bekker. Dette er selvsagt en meget grov inndeling og spesielt når vi 

ser på hva som vil være en god desinfeksjonsstrategi, vil det være nødvendig å differensiere 

mer. For eksempel bør man definere hva som her går inn under ”grunnvann” klarere. Vi har 

foreslått å benytte følgende differensiering: 

• Genuint grunnvann 

• Overflatevannpåvirket grunnvann 

• Grunnvann fra kunstig grunnvannsinfiltrasjon 

Det er gitt nærmere definisjoner hva disse begrepene omfatter, men disse definisjonene må 

det arbeides videre med. 

I den foreslåtte prosedyren gis det kun en relativ beskjeden log-kreditt for tiltak i 

nedslagsfeltet. Denne holdningen har delvis rot i de episoder man har vært utsatt for i de 

senere år, som tilsier at man har hatt en overdreven forhåpning til at nedslagsfeltet kan gi en 

hygienisk barriere. Vi anbefaler å tone ned dette ettersom vi mener at tiltak som virkelig skal 

monne, blir så rigorøse og kostnadskrevende at det vil være billigere og mer hensiktsmessig å 

bygge inn en tilsvarende bedre barrierevirkning i vannbehandlingen. Vi har ikke utarbeidet 

detaljerte forslag til log-kreditt for en rekke ulike tiltak. Dette kan evt gjøres senere med 

utgangspunkt i en risikovurderingsstrategi. 

Når det gjelder log-kreditt i vannbehandlingen er det skilt mellom prosesser som tilsier logkreditt 

som en følge av at de mikroorgansimene fjernes som partikler og de som skyldes 

desinfeksjon som foregår før sluttdesinfeksjon (for eksempel ozoneringen i ozonering/ 

biofiltreringsanlegg). 


10.9 Beregnings- og testmetoder (”verktøykasse”) for desinfeksjon 

Det foreslås etablert et sett av beregningsmetoder og/eller testmetoder som gjør det mulig å 

verifisere at man ved en utforming og drift av den aktuelle desinfeksjonsmetoden, oppnår den 

log-reduksjon som prosedyren omtalt over tilsier. Grunnlaget for slike metoder bør være: 




Vi har i denne rapporten lansert enkelte av disse metodene, men det er klart at det etter hvert 

vil være behov for mer detaljer og grundigere retningslinjer. 

Vi har foreslått forskjeller i beregnings-metodene avhengig av om det er klor, ozon eller UV 

som skal benyttes for desinfeksjon. Det er også forskjeller i metodene for dimensjonering av 

doseringsutrustning (doser) og for dimensjonering av anleggsstørrelse/utforming som sikrer 

tilfredsstillende effekt. I tillegg er det foreslått egen metode for driftsdokumentasjon på 

eksisterende anlegg. 

Ved klorering foreslår vi at anlegget dimensjoneres ved å beregne Ct-verdi basert på 

utløpskonsentrasjonen (restklorkonsentrasjonen) fra hvert segment, og at T 10 for segmentet 

benyttes som kontakttid. Dosen beregnes ved å regne seg tilbake fra utløpskonsentrasjonen 

ved hjelp av nedbrytningskonstant for klor og konstanten som beskriver det raske initielle 

klorforbruket. De to konstantene vil være avhengig av vannkvalitet, og kan bestemmes i en 

enkel feltprosedyre som er beskrevet. 

For Ozon foreslår vi derimot en noe mer komplisert beregning av Ct-verdi basert på en 

beregnet effektiv konsentrasjon i reaksjonstanken og utløpskonsentrasjonen i kontakttanken. I 

tillegg tas det høyde for eventuell inndeling av tankene i flere segment. Det benyttes 

nedbrytningskonstant for ozon til å bestemme effektiv konsentrasjon. Ozondosen beregnes 

ved å regne seg tilbake fra utløpskonsentrasjonen fra kontakttanken ved hjelp av 

nedbrytningskonstant for ozon og konstanten som beskriver det raske initielle ozonforbruket, 

samt en konstant som beskriver hvor effektiv ozongassoverføringen er. De aktuelle 

konstantene (som selvsagt vil være vannkvalitetsavhengige) kan bestemmes i en enkel 

beskrevet feltprosedyre og/eller tas fra en tabell. 

Det vil imidlertid være nødvendig å raffinere/justere de beskrevne metodene og 

feltprosedyrene etter hvert som man får erfaring med dem. Det vil også være behov for å 

fremskaffe verdier for de aktuelle konstantene som inngår i beregningsmetodene. 

Vi har også foreslått en tabell over dimensjonerende Ct-verdier for norske anlegg (Tabell 

10.2), som i hovedsak tar utgangspunkt i amerikanske anbefalinger med en del forenklinger 

og justeringer. Under dimensjoneringen vil beregnet Ct-verdi som beskrevet over 

sammenlignes med nødvendig dimensjonerende Ct-verdi angitt i tabellen for de aktuelle 

betingelsene. 


Tabell 10.2 Forslag til dimensjonerende Ct-verdier for norske anlegg 

Bakterier 

3 log 

4ºC 

0,5ºC 

Virus 

3 log 

4ºC 

0,5ºC 

Giardia 

2 log 

4ºC 

0,5ºC 

Crypto 

2 log 

4ºC 

0,5ºC 

Kl or 

pH < 7 

pH 7-8 

pH > 8 

1,0 

1,5 

2,0 

1,5 

2,0 

3,0 

4,0 

6,0 

10,0 

6,0 

9,0 

15,0 

75 

100 

175 

100 

150 

250 

i.a 

i.a 

i.a 

i.a 

i.a 

i.a 

Kl oramin 

Klordioksid 

Ozon 

100 

1,0 

0,5 

200 

1,5 

0,75 

1500 

20 

1,0 

2000 

25 

1,5 

1750 

25 

1,5 

2500 

40 

2,0 

i.a 

1000 

30 

i.a 

1250 

45 

i.a. – ikke angitt 




av virus. 

10.10 Anbefalinger 

På bakgrunn av den situasjonsbeskrivelse som er gitt over, mener vi at vi i Norge ville tjene 

på å ”formalisere” vår desinfeksjonspraksis i større grad. Med ”formalisere” mener vi her å ta 

i bruk prosedyrer og metoder som gjør det lettere å finne fram til hva som vil være god 

desinfeksjonspraksis. Spesielt ville dette være hensiktsmessig dersom disse metodene ble 

aksepterte og tatt i bruk av alle som arbeider med disse spørsmålene, dvs planleggere, 

anleggseiere, forvaltning, kontrollmyndiget, osv. 

Det landet som har gått lengst i å ”formalisere” desinfeksjonspraksis, er USA. Noe av 

grunnlaget for USA sin praksis er skissert i kapittel 7. USA sitt regelverk er imidlertid så 

omfattende og tungt tilgjengelig at vi ikke tror det vil egne seg i Norge. Vi tror forutsetningen 

for å lykkes er å komme frem til et meget enkelt opplegg. Faren er selvsagt da at man kan 

forenkle så mye at det kan gå på det faglige løs. Men i lys av den mangel på ”formalisme” 

som eksisterer i dag, tror vi at et enkelt opplegg som alle kan bruke, basert på sunne faglige 

prinsipper, kan være veien å gå. 

Vi anbefaler at et slikt opplegg i retning av optimal desinfeksjonspraksis, bør være basert på 

tre pilarer: 

1. En prosedyre som leder fram til hvilke desinfeksjonsmål (i form av inaktiveringsgrad 

for ulike patogengrupper) man skal sluttdesinfisere for 

2. En ”verktøykasse” som inneholder de analyse- og beregningsmetoder som er 

nødvendige å benytte for å sikre at man ved dimensjonering og drift klarer å oppfylle 

de desinfeksjonsmål som punkt 1 leder fram til 

3. Et sett av regler/metoder som sikrer at sårbarheten og sikkerheten i det foreslåtte 

desinfeksjonsopplegg blir tilfredsstillende. 


10.10.1 Anbefalinger mht planleggingsprosedyre 

For å sikre at vi får en positiv utvikling av den generelle desinfeksjonspraksis i Norge mht å 

sikre tilstrekkelige hygieniske barrierer anbefales det at man legger opp til de strategier som 

skisseres i det følgende. 

Det etableres en prosedyre for planlegging og tilrettelegging av valg og dimensjonering av 

desinfeksjonsløsning (sikring av hygieniske barrierer) som tar hensyn til: 

• hvilken risikosituasjon vannverket står overfor (relateres til størrelsen av vannverket) 

• hvilken sårbarhetssituasjon vannverket står overfor (relateres til type råvann) 



Vi forslår at den skisse til en slik prosedyre som er nedfelt i kap 8 danner grunnlag for en slik 

prosedyre. Prosedyren kan lede fram til hva inaktiveringsgraden av ulike organismegrupper 

bør være i sluttdesinfeksjonen og dette vil danne grunnlag for dimensjonering og drift av det 

primære desinfeksjonsanlegget i vannverket. 

Det etableres et sett av beregningsmetoder og/eller testmetoder som gjør det mulig å verifisere 

at man ved en utforming og drift av den aktuelle desinfeksjonsmetode oppnår den logreduksjon 

som prosedyren omtalt over tilsier. Grunnlaget for slike metoder bør være: 




Vi er av den oppfatning at prosedyre og beregningsmetode må være svært enkel å bruke. De 

verktøyene vi foreslår å bruke må betraktes som et minimum som må gjennomføres for at 

forvaltningsmyndigheten skal kunne foreta godkjenning. Det vil alltid være slik at mer 

omfattende arbeid bør gjennomføres av anleggseier for å sikre at de tiltak som settes i verk 

også er de beste ut fra en samfunnsmessig vurdering. 

10.10.2 Om beregnings- og testmetoder for klor og ozon 

En verkstøykasse bør inneholde beregningsmetoder og testmetoder som bidrar til at den som 

bruker verktøyene kan sikre tilfredsstillende desinfeksjon. Verktøyene må kunne brukes både 

ved planlegging og dimensjonering av desinfeksjonsanlegg og ved drift. 

Det er tre behov som må dekkes: 

1. Fastlegging av dimensjoneringsgrunnlag 

2. Bestemmelse av nødvendig dose i forhold til vannets sammensetning 

3. Bestemmelse av Ct-verdi til bruk både ved dimensjonering og drift 

Dimensjoneringsgrunnlag 

Vi anbefaler at dimensjonerende vannmengde settes lik maksimal produksjonsvannmengde på 

timebasis, dvs Q makstime . 

Når det gjelder dimensjonerende sammensetning på vannet, er det flere parametere som kan 

ha betydning. I rapporten har man trukket frem tre som særlig viktige i forbindelse med 

desinfeksjon, nemlig fargetall, turbiditet og pH. Som dimensjonerende verdi for fargetall og 

turbiditet foreslår vi at man benytter den dårligste vannkvalitet man kan forvente inn på 

desinfeksjonssteget, for eksempel høyest registrerte fargetall/turbiditet inn på 


desinfeksjonssteget i løpet av de siste tre år. Dimensjonerende pH er den pH som 

desinfeksjonen er forutsatt å foregå ved. 

Det anbefales at dimensjonerende temperatur settes lik 0,5 º C for bekker og elver og 4 º C for 

innsjøer og grunnvann. 

Bestemmelse av nødvendig dose 

Det er i rapporten utarbeidet en prosedyre for bestemmelse av nødvendig klor- og ozondose 

for et gitt vann ved hjelp av enkle begerforsøk kombinert med et sett av beregninger. 

Beregningsgrunnlaget forutsetter bestemmelse av noen konstanter som begerforsøkene vil 

kunne tilveiebringe. Forsøk på ulike vann må til for å bestemme om disse konstantene kan 

fastlegges en gang for alle eller om de må bestemmes for hver vanntype. De angitte 

prosedyrene og fremgangsmåtene må uansett prøves ut i praksis, og etter hvert som man får 

mer data og erfaringer med dem, bør de modifiseres og raffineres der det er behov for dette. 

Vi anbefaler at konstanter bestemmes, prosedyrene evalueres og eventuelt modifiseres i neste 

fase av dette prosjektet. 

Bestemmelse av Ct-verdi 

Ct-begrepet er utledet fra et teoretisk grunnlag som kopler inaktiveringsgrad (log 

inaktivering) til den konsentrasjon (C) av desinfeksjonsmiddel som mikroorganismen har vært 

utsatt over i en viss tid (t). Selv om definisjonen av Ct – begrepet kan synes enkel, er 

bestemmelsen av Ct ikke triviell. Det har å gjøre med at: 

• konsentrasjonen forandrer seg gjennom reaktoren som følge av et forbruk 

• strømningsbildet (graden av blanding i reaktoren) har betydning for t 

Det er i rapporten utarbeidet et beregningssystem for bestemmelse av Ct både for klor og 

ozon som baserer seg på bestemmelse av de samme konstanter som ble omtalt over ved hjelp 

av de samme begerforsøk. Det er skilt mellom driftssituasjonen, hvor man har mulighet til å 

gjøre målinger i anlegget, og dimensjoneringssituasjonen hvor slike målinger ikke er mulige. 

10.10.3Om testmetoder for dimensjonering av UV-anlegg 

Vi anbefaler at alle UV-anlegg dimensjoneres basert på biodosimetrisk test da dette anses som 

eneste pålitelige måten å angi en effektiv UV-dose på. Siden det også er sannsynlig at 

ÖNORM blir europeisk standard, er det naturlig å benytte denne med en dose på 40 mWs/cm 2 

(RED). Man skal imidlertid være oppmerksom at dette er mye lavere doser enn hva for 

eksempel USEPA krever for inaktivering av virus. For 3-log inaktivering av virus krever 

USEPA 199 og 231 mWs/cm 2 for henholdvis lav- og mellomtrykkslamper). Selv om disse 

verdiene er basert på Adenovirus 40 og 41 som er svært UV resistent, kan det senere bli 

behov for endret UV-praksis overfor virus også i Norge. 

10.10.4 Anbefalinger mht overvåkning av patogene mikroorganismer 

Vi trenger betydelig mer kunnskap om graden av forekomst av de ulike patogener og ikke 

minst trenger det enkelte vannverk å kartlegge situasjonen i egen kilde for derigjennom å bli i 

stand til å legge opp en strategi rettet mot en optimal desinfeksjonspraksis. 

Det er kun et laboratorium i Norge som utfører analyse av humanvirus i vann. Det anbefales 

at vannverkene bidrar til at det startes et arbeid for at utvalgte laboratorier med kapasitet til å 

ta imot prøver fra vannverkene, skal kunne analysere mhp forekomst av virus i vann (f.eks 

kolifager, norovirus, adenovirus). 


Bare ett av de to laboratoriene i Norge som utfører protozo-analyser for vannverkene 

har/innarbeider prosedyrer for å skille mellom humanpatogene og ikke-humanpatogene 

(oo)cyster. Det anbefales derfor at vannverkene bidrar til innarbeiding av prosedyrer som 

omfatter genotyping for påvisning av (oo)cyster av humanpatogene protozoer (Giardia og 

Cryptosporidium) ved utvalgte laboratorier. Bedre kartlegging av parasitter vil bli et resultat 

dersom den foreslåtte prosedyren tas i bruk. 

De undersøkelsene som hittil er utført av norske råvannskilder kan tyde på at innholdet av C. 

perfringens inkl sporer er lavt. Dette vanskeliggjør bruken av C. perfringens sporer som 

indikator for rentvanns-kvalitet etter desinfeksjon. Det anbefales at vannverkene bidrar til at 

det blir utført en systematisk gjennomgang av norske vannkvalitetsdata mhp innholdet av C. 

perfringens inkl. sporer, for å vurdere nytten av å analysere mhp. C. perfringens i råvann og 

rentvann. 

10.10.5 Anbefalinger mht risiko og sårbarhet 

For å kunne ta i bruk redskap som HACCP og QMRA er det viktig å tilpasse dem slik at de 

kan brukes på ulike nivå. Metoder som skal benyttes i operativt arbeide må være enkle, gi 

korrekte svar og innebære høy grad av sikkerhet i vannforsyningen. I forbindelse med 

avklaring ang. langsiktige investeringer kan det i tillegg være aktuelt å benytte mer avanserte 

risikoanalyse-metoder. 

For norske vannverk vil det sannsynligvis være fordelaktig å innføre en HACCP-prosedyre 

for styring av risiko og vannkvalitet slik det nå legges opp til i mange vannverk i andre land. 

Det anbefales at vannverkene bidrar til å avklare hvilke endringer i eksisterende rutiner for 

internkontroll som må gjøres for å kunne følge en HACCP prosedyre for risikostyring og 

kontroll. 

QMRA kan benyttes for å kvantifisere den helsemessige risikoen som er knyttet til ulike deler 

av vannforsyningssystemet, inklusive desinfeksjonstrinnet. QMRA kan også brukes til å 

bestemme om det er nødvendig å oppgradere for eksempel desinfeksjonsprosessen slik at de 

helsebaserte målsettinger som er gjort blir innfridd. Foreløpig er det mange usikkerheter 

knyttet til å skaffe gode inngangsdata for å gjennomføre beregninger ved hjelp av QMRA. 

Det anbefales at vannverkene bidrar til at det igangsettes et arbeide for å evaluere bruk av 

QMRA som redskap i valg av alternative oppgraderinger av vannbehandlingsprosessen. 


Referanser 

Andersson Y, deJong B, Studahl A. Waterborne (1997) Campylobacter in Sweden: the cost of 

an outbreak. Water Sci Technol 35, 11 - 4. 

Backlund, P., Kronberg, L., Pensar, G. and Tikkanen, L. (1985) Mutagenic Activity in Humic 

Water and Alum Flocculated Humic Water Treated with Alternative Disinfectants. Sci. Total 

Environ. 47, 257-264. 

Betancourt, W.Q., and Rose, J, (2004) Drinking water treatment processes for removal of 

Cryptosporidium and Giardia. Veterinary Parasitololgy, 126, pp 219-234 

Bruun, A. (2005) HACCP- et værktøj til risikostyring i vandforsyningen. Miljøprojekt nr. 989 

Teknologisk Institut. Miljøministeriet. 

Bull, R. J. and Kopfler, F. C. (1991) Health Effects of Disinfection By-products. AWWA 

Research Foundation and American Water Works Association, USA, 192 p. 

Chang, J.C.H., Osoff, S.F., Lobe, D.C., Dorfmann, M.H., Dumais, C.M., Qualls, R.G and 

Johnson, J.D. (1985) UV inactivation of pathogenic and indicator organisms. Applied and 

Environmental Microbiology 49, no 6, pp 1361-1365 

Chapron, C.D., Ballester, N.A., Fontaine, J.H., Frades, C. N. and Margolin, A.B. (2000) 

Detection of Astroviruses, Enteroviruses, and Adenovirus Types 40 and 41 in Surface Waters 

Collected and Evaluated by the Information Collection Rule and an Integrated Cell Culture- 

Nested PCR Procedure, Appl. Environ. Microbiol. 66 2520-2525 

Chieu, K.-P., Lyn, D.A., Savoye, P, Blatchley, E.R. (1999) Effect of UV system 

modifications on disinfection performance. Journal of Environmental Engineering 125 (5), pp 

459-469 

Chick, H. (1908) An investigation of laws of disinfection. Journal of Hygiene, 8, 92 pp 158 

Clancy, J.L. et al (1998) Inactivation of Cryptosporidium parvum oocysts in water using 

ultraviolet light. JAWWA 90, pp 92-102 

Clancy, J.L., Bukari, Z. Hargy, J.R., Bolton, J.R., Dussert, B.W. and Machall, M.M. (2000) 

Using UV to inactivated Cryptosporidium. JAWWA 92 (9), pp 97-104 

Clark, R.M., Read, E.J. and Hoff, J.C. (1989) Analysis of inactivation of Giardia lamblia by 

Chlorine. Journal of Environmental Engineering, 115 (1), pp 80-90. 

Craik, S.A. et al. (2000) Inactivation of Giardia muris using medium-pressure ultraviolet 

radiation in filtered drinking water. Water Research, 34 (18), 4345 – 4332 

Croue, J. P., Koudjonou, B. K. and Legube, B. (1996) Parameters Affecting the Formation of 

Bromate Ion during Ozonation. Ozone Sci. Eng., 18, 1-18. 


Einan, B., Myrstad, L. og Nordheim C.F. (2004) Rapport fra Vannverksregisteret. Drikkevann 

2003. Vannrapport 1009. Rapport 2004:2, Folkehelseinstituttet, Oslo 

Fiksdal, L. og Leiknes, T.O. (2006) The effect of coagulation with MF/UF membrane 

filtration for the removal of virus in drinking water. J. Membrane Science, In press. 

Folkehelseinstituttet (2004) Vannforsyningens ABC. www.fhi.no 

Fogel, D., Isaac-Renton, J., Guasparini, R., Moorehead, W. and Ongert, J. (1993) Removing 

Giardia and Cryptosporidium by slow sand filtration. Journal AWWA 85 (11), 77-84 

Flaten, T. P. (1985) Drikkevann i Norge – en landsomfattende undersøkelse av geografiske 

variasjoner i kjemisk sammensetning. NGU-rapport nr. 85.207. 

Fuglerud, E. og Larsbråten, M. (2003) Overflatevann som drikkevann; Smittepress og 

hygienisk barriere. Næringsmiddeltilsynet Hadeland og Land. Rapportnr.:04/01-03/TL 

Folkehelseinstituttet (2003), Vannbårent utbrudd av tularemi(harepest) i midtre Gauldal. 

www.fhi.no 

Furtado C, Adak GK, Stuart JM, Wall PG, Evans HS, Casemore DP. (1998) Outbreaks of 

waterborne infectious intestinal disease in England and Wales, 1992 - 5. Epidemiol Infect. 

121 109 - 19. 

Gjerde, B. (2005). Cryptosporidium og Giardia i Noreg. Drikkevannsforskning 2000-2005. 

Kursdagene ved NTNU 2005. 

Gjerstad, K.O. (2004) Hygieniske barrierer og kritiske punkter i vannforsyningen: Hva har 

gått galt? NORVAR-rapport 136 – 2004 

Gøytil, S. og Liane, S.F. (2004) Erfaringar med klorering og UV-stråling av drikkevatn 

NORVAR-rapport 139 – 2004 

Hansen, A. og Stenström, T-A. (1998) Kartlaggning av Giardia og Cryptosporidium i svenska 

ytvattentakter. Report, Smittskyddsinstitutet och livsmedelsverket. ISBN 1400-3473. 

Stockholm, Sweden. 

Havenstrøm, G., Bartnes, J., Hoff, E., Hem, L.J., Løken, T.A.(2003) Sårbarhet i 

vannforsyningen. Rapport nr. 21.730.081/R1 Direktoratet for Samfunnssikkerhet og 

beredskap. Rapporten finnes som pdf fil på www.dsb.no 

Hijnen, W.A.M., Van der Veer, A., Beerendonk, EF. And Medema, G.J. (2002) Increased 

resistance of environmental anaerobic spores to inactivation by UV. Poster resentation at 

IWA-AWWA Int. Symp. on Waterborne Pethogens, Cascais, Portugal, 2002 

Hijnen, W.A.M. and Medema, G.J. (2005) Inactivation of viruses, bacteria, spores and 

protozoa in drinking water practice: A review. Proc. IWA Leading Edge Conference on Water 

and Wastewater Treatment, Sapporo, June 2005 

Hirasaki, T., Yokogi, M., Kono, A., Yamamoto, N., Manabe, S. (2002) Removal and 

determination of dispersion state of bacteriophage φX174 in aqueous solution by 


cuprammonium regenerated cellulose microporous hollow fiber membrane(BMM®), Journal 

of Membrane Science, 201, 95-102 

Hoff, J.C. (1986) Inactivation of microbial agents by chemical disinfectants. EPA /600/S2- 

86/067, Cincinnati, USA 

Hu, J.Y., Ong, S.L., Song, L.F., Feng, Y.Y., Liu, W.T., Tan, T.W., Lee, L.Y., Ng, W.J (2003) 

Removal of MS2 bacteriophage using membrane technologies, Water Sci. Technol. 47 (12) 

163-168 

Huck, P. M., Anderson, W. B., Savage, E. A., von Borstel, R. C., Daignault, S. A., Rector, D. 

W., Irvine, G. A. and Williams, D. T. (1989) Pilot Scale Evaluation of Ozone and Other 

Drinking Water Disinfectants Using Mutagenicity Testing. Ozone Sci. Eng. 11, 245-269. 

Huck, P.M.; Coffey, B.M.; Anderson, W.B.; Emelko, M.B.; Maurizio, D.D.; Slawson, R.M.; 

Douglas, I.P.; Jasim, S.Y.; O'Melia, C.R. (2002) Using turbidity and particle counts to 

monitor Cryptosporidium removals by filters. Water Science and Technology: Water Supply, 

2, no 3, p 65-71 

Hörman, A., Rihmanen-Finne, R., Maunula, L., von Bonsdorff, C-H., Torvela, N., 

Heikinheimo, A. og Hänninen, L. (2004) Campylobacter spp., Giardia spp., Cryptosporidium 

spp., noroviruses, and indicator organisms in southwestern Finland, 2000-2001. Appl. 

Environ. Microbiol. 70 87-95 

IEE The Institution of Electrical Engineers, UK (2004). Quantified Risk Assessment 

Techniques - Part 1. Health and safety Briefing No 26a. 

Jacangelo, J.G. Adham, S.S. and Laine, J.M. (1995) Mechanism of Cryptosporidium, Giardia, 

and MS2 virus removal by MF and UF, Journal AWW 87, no 9, pp 107-121 

Jacangelo, J.G., Madec, A., Schwab, K.J., Huffman, D.E. and Mysore, C.S. (2005) Advances 

in the use of low-pressure, hollow fiber membranes for the disinfection of water. IWA 

Leading Edge Conference on Water and Wastewater Treatment, Sapporo, June 2005 

Krogh, T. (2005) Personlig meddelelse 

Kärrman, E., Bergstedt, O., Westrell,T., Heinicke, G., Stenström, T-A., Hedberg, T. (2004). 

Systemanalys av dricksvattenförsörjning med avseende på mikrobiologiska barriärer och 

miljöpåverkan. VA-Forsk rapport Nr. 2004-12 

LeChevalier, M.W. et al (1996) Chlorin dioxide for control of Cryptosporidium and 

disinfection by-products. Proc. AWWA Water Technology Conf. Boston, Nov 1996 

LeChevalier, M.W. and Au, K-K (2004) Water Treatment and pathogen control. Process 

efficiency in achieving safe drinking water. Published on behalf of WHO by IWA Publishibg, 

London 

Lee SH, Levy DA, Craun GF, Beach MJ, Calderon RL. (2002) Surveillance for waterbornedisease 

outbreaks - United States, 1999 - 2000. MMWR Surveill. Summ. 51 1 - 47. 


Liu, O.C. et al (1971) Relative reistance of twenty human enteric viruses to free chlorine. 

Virus and water Quality: Occurance and control. Conf. Proc, 13’th Water Quality Conference, 

University of Illinois, Urbana-Champaign 

Lund, V. og Ormerod, K.S. (2005) Inaktivering av sporeformende bakterier i drikkevann og 

implikasjoner for fremtidig desinfeksjonspraksis. VANN (2) 121 – 129 

Malley J.P. jr (2000) Ultraviolet disinfection. In : Control of microbes in drinking water. 

American Society of Civil Engineers 

Malley, J. P. jr (2000) Perspectie of UV and UV/H 2 O 2 for full scale applications in drinking 

water. Proc. PWN Seminar on UV/H 2 O 2 Treatment, 18.03.2005, Andijk, The Netherlands 

Matsui, Y., Matsushita, T., Inoue, T., Yamamoto, M., Hayashi, Y., Yonekawa, H. and 

Tsutsumi, Y. (2003) Virus removal by ceramic membrane microfiltration with coagulation 

pretreatment, Water Sci. Technol.: Water Supply 3 (5-6) 93-99 

Melin, E. and Ødegaard H. (2000) The effect of biofilter loading rate on the removal of 

organic ozonation by-products. Water Res. 34 (18) 4464-4476 

Melin, E. and Ødegaard, H. (1999) Biofiltration of ozonated humic water in expanded clay 

aggregate filters. Wat. Sci. Tech. 40 (9) 165-172 

Melin, E., Fløgstad, H, Ødegaard, H og Eikebrokk, B. (2000) Dannelse av desinfeksjonsbidrodukter 

ved klorering og ozonering av humusvann. Kursdagene NTNU, 2000 

Mi, B., Eaton, C.L, Kim, J-H., Colvin, C.K., Lozier, J.C., Marinas, B.J. (2004) Removal of 

biological and non-biological viral surrogates by spiral-wound reverse osmosis membrane 

elements with intact and compromised integrity, Water Res. 38 3821-3832 

Miettinen IT, Zacheus O, von Bonsdorff CH, Vartiainen T. Waterborne epidemics in Finland 

in 1998 - 1999. (2001) Water Sci Technol 43 67 - 71. 

Najm, I., Rakness, K, Michael Hotaling, S., Rexing, D. (2004) A proposed C x T table for the 

synergistic inactivation of Cryptosporidium. J. AWWA 96 (6) 105-113 

Nieminski, E.C. and Ongerth, J.E. (1995) Removing Giardia and Crytosporidium by 

conventional treatment and direct filtration. J. AWWA 87 96-106 

Nygård, K., Gondrosen, G. og Lund, V. (2003) Sykdomsutbrudd forårsaket av drikkevann i 

Norge. Tidsskrift Norsk Lægeforening. 123 3410-3413 

Nygård, K. (2005) Hvilke smittestoffer I drikkevann har den største helsemessige betydning 

under norske forhold? Den norske veterinærforenings vårkurs 2005, Trondheim. 

Obiri-Danso, K. og Jones, K. (1999) Distribution and seasonality of microbial indicators and 

thermophilic Campylobacters in two freshwater bathing sites on the River Lune in northwest 

England. J. Appl. Microbiol. 87 822-832 


OECD (2003) Assessing Microbial safety of Drinking water. Improving Approaches and 

Methods. OECD, WHO 

Ongerth, J.E. and Pecardo, J.P.(1995) Removing Cryptosporidium using multimedia filters. J. 

AWWA 87 83-89 

Ormerod, K og Lund, V. (2004) Vannbehandling som hygienisk barriere mot 

Cryptosporidium og Giardia og bakteriesporer. VANN (1) 24-40 

Oppenheimer, J.A., Aieta, E.M., Trussel, R.R., Jacangelo, J.G. and Najm, I. N (200) 

Evaluation of Cryptosporidium Inactivation in Natural Waters. American Water Works 

association Research Foundation ISBN 1-58321 027-X 

Owens J. H. et al (1994) pilot scale ozone inactivation of Cryptosporidium and Giardia. Proc. 

AWWA Water Quality Technology Conf. San Fransisco, Nov 1994 

Regli, S., Rose, J.B., Haas, C.N. and Gerba, C. P. (1991) Modeling the risk from Giardia and 

viruses in drinking water. Journal of American Water Works Association. 89 (11) 76-84 

Rhodes, M.W. og Kator, H.I. (1991) Use of Salmonella typhimurium WG49 to enumerate 

male-spesific coliphages in an estuary and watershed subject to nonpoint pollution. Water 

Res. 25 1315-1323 

Robertson, L. J. og Gjerde, B. (2001) Occurrence of Cryptosporidium oocysts and Giardia 

cysts in raw waters in Norway. Scand J Public Health 29 200 - 7. 

Rosef, O., Rettedal, G. og Lågeide, L. (2001) Thermophilic campylobacters in surface water: 

a potential risk of campylobacteriosis. Int. J. Environmental Health Res. 11 321 - 327 

Scottish Water (2003) The Cryptosporidium (Scottish water) Directions 2003. 

Trondheim kommune (2003) Vurdering av sikkerhet i vannforsyningen - valg av 

reservevannkilde. Statkraft Grøner Rapport 

Skaar, I. og Hageskal, G. (2005) Muggsopp i drikkevann. Drikkevannsforskning 2000-2005 

Kursdagene ved NTNU, 46-49 

Sobsey, M. (1988) Detection and chlorine disinfection of Hepatitis A in water. EPA CR-813- 

024, Epa Quaterly Report, December, 1988 

Song, R., Donohoe, C., Minear, R., Westerhoff, P., Ozekin, K. and Amy G. (1996) Empirical 

Modeling of Bromate Formation during Ozonation of Bromide-Containing Waters. Water 

Res. 30 (5) 1161-1168. 

Stenström, T.A., Boisen, F., Georgsson, F., Lathi, K., Lund, V., Andersson, Y. og Ormerod, 

K. (1994) Vattenburna infektioner i Norden. TemaNord 1994:585 Nordisk Ministerråd. 

Copenhagen. 

Timms, S., Slade, J., Ficker, C. And Clarke, B. (1998) Removal of Cryptosporidium by slow 

sand filtration. Poster presentation, 19th Biennial IAWQ conference, Vancouver, June, 1998 


Urase, T., Yamamoto, K.and Ohgaki, S. (1996) Effect of pore structure on membranes and 

module configuration on virus retention, J. Membrane Sci. 115 21-29 

Urdahl, A. M., Cudjoe, K., Wahl, E., Heir, E. and Wasteson, Y. (2003) Isolation of Shiga 

toxin-producing Escherichia coli O103 from sheep using automated immunomagnetic 

separation (AIMS) and AIMS-ELISA: sheep as the source of a clinical O103 case? Letters in 

Appl. Microbiol. 35 218-222 

USEPA (1989) National Primary Drinking Water regulations: filtration, disinfection, 

turbidity, Giardia lamblia, viruses, Legionella, and heterotrophic bacteria; Final Rule (40 

CFR Parts 141 and 142) Federal Register 54 (124) 

USEPA (March 1991) Guidance Manual for Compliance with the Filtration and Disinfection 

Requirements for Public Water Systems using Surface Water Sources, contract No. 68-01- 

6989. 

USEPA (April 1999a) Guidance Manual for Compliance with the Interim Enhanced Surface 

Water Treatment Rule: Turbidity Provisions, EPA 815-R-99-010. 

USEPA (April 1999b) Alternative Disinfectants and Oxidants Guidance Manual, EPA 815-R- 

99-014. 

USEPA (August 1999a) Disinfection Profiling and Benchmarking Guidance Manual, EPA 

815-R-99-013. 

USEPA (August 1999b) Microbial and Disinfection Byproduct Rules Simultaneous 

Compliance Guidance Manual, EPA 815-R-99-015. 

USEPA (February 2000) Regulatory Impact Analysis for the Proposed Long Term 1 

Enhanced Surface Water Treatment and Filter Backwash Rule, EPA 815-R-00-005. 

USEPA (April 2001) Low-Pressure Membrane Filtration for Pathogen Removal: Application, 

Implementation, and Regulatory Issues, EPA-815-C-01-001. 

USEPA (October 2001) The Stage 2 Disinfectants and Disinfection Byproducts Rule (Stage 2 

DBPR), draft. 

USEPA (November 2001) Long Term 2 Enhanced Surface Water Treatment Rule, preproposal 

draft. 

USEPA (December 2001) Implementation Guidance for the Filter Backwash Recycling Rule 

(FBRR), EPA 816-D-01-001. 

USEPA (December 2002) Filter Backwash Recycling Rule Technical Guidance Manual, EPA 

816-R-02-014. 

USEPA (May 2003) LT1ESWTR Disinfection Profiling and Benchmarking Technical 

Guidance Manual, EPA 816-R-03-004. 


USEPA (June 2003a) Ultraviolet Disinfection Guidance Manual, EPA-815-D-03-007. 

USEPA (June 2003b) Membrane Filtration Guidance Manual, EPA-815-D-03-008. 

USEPA (June 2003c) Long Term 2 Enhanced Surface Water Treatment Rule Toolbox 

Guidance Manual, EPA-815-D-03-009. 

USEPA (July 2003a) Stage 2 Disinfectants and Disinfection Byproducts Rule Significant 

Initial Distribution System Evaluation, draft. 

USEPA (July 2003b) Stage 2 Disinfectants and Disinfection Byproducts Rule Significant 

Excursion Guidance Manual, EPA-815-D-03-004. 

USEPA (November 2003) The Stage 2 Disinfectants and Disinfection Byproducts Rule 

(Stage 2 DBPR) Implementation Guidance, EPA-816-D-03-002. 

USEPA (June 2004) Implementation Guidance for the Filter Backwash Recycling Rule 

(FBRR), EPA 816-R-04-006. 

USEPA (August 2004a) Long Term 1 Enhanced Surface Water Treatment Rule 

(LT1ESWTR) Implementation Guidance, EPA 816-R-04-007. 

USEPA (August 2004b) Long Term 1 Enhanced Surface Water Treatment Rule Turbidity 

Provisions Technical Guidance Manual, EPA 816-R-04-007. 

von Gunten, U., Bruchet, A. and Costentin, E. (1996) Bromate Formation in Advanced 

Oxidation Processes. J. AWWA. 88 (6) 53-65. 

Wahl, E. (2002) Sammenheng mellom trykkløst vannledningsnett og rapportert sykdom hos 

berørte abonnenter. Rapport nr. TM 02/02 Næringsmiddelkontrollen, Trondheim 

Wahl, E. (2005) Kartlegging av mulig helserisiko for abonnenter berørt av trykkløs 

vannledning ved arbeid på ledningsnettet. NORVAR rapport nr. 143, 2005 

Westrell, T. (2004) Microbial risk assessment and its implications for risk management in 

urban water systems. Ph.D. Thesis. Linköping University, Sweden. 

WHO (2004) Guidelines for Drinking-water quality, 3. utg. Volume 1. Recommendations 

WHO (2006) EHC Cryptosporidium. Draft 2. 

http://www.who.int/water_sanitation_health/gdwqrevision/micriskass/en/index.html 

Østensvik, Ø. (2004) Opportunistiske patogene bakterier i drikkevannsledninger. Vann 

(4) 359-363

Innholdsfortegnelse - Svenskt Vatten

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?