Wybrane, mikrobiologiczne aspekty dezynfekcji ścieków oczyszczonych

Krystyna Olańczuk‑Neyman, Rafał Bray, Sylwia Fudala‑Książek, Katarzyna Jankowska, Eliza Kulbat, Aneta Łuczkiewicz, Bernard Quant, Aleksandra Sokołowska

1. Wstęp

Niskie zasoby wód plasują Polskę na jednym z ostatnich miejsc wśród krajów europejskich. Przewiduje się, iż w kolejnych latach deficyt wody będzie się pogłębiał. W 2025 roku dwie trzecie populacji świata będzie odczuwało brak wody w stopniu od średniego do znaczącego, a ponad połowa spotka się z realnymi ograniczeniami w zaopatrzeniu w wodę [5]. W tej sytuacji pilną potrzebą jest zadbanie o odpowiednią jakość dostępnych zasobów wodnych.

Do głównych zagrożeń wód powierzchniowych stanowiących odbiorniki ścieków i potencjalnie źródło wody do spożycia należy ich zanieczyszczenie mikrobiologiczne.

Wyniki badań z ostatniego piętnastolecia pokazują, iż nie tylko ścieki surowe, lecz także ścieki oczyszczone mogą stanowić poważne zagrożenie mikrobiologiczne dla jakości wód w odbiornikach, w szczególności tych, które są wykorzystywane: do celów rekreacyjnych (m.in. w rejonach nadmorskich), do hodowli ryb, do nawodnień w rolnictwie, a przede wszystkim do produkcji wody do spożycia.

Zatem jednym z ważniejszych aktualnych wyzwań technologicznych jest skuteczne oczyszczanie ścieków, które zapewni nie tylko odpowiednią jakość fizykochemiczną odpływów, lecz także stan mikrobiologiczny bezpieczny pod względem sanitarnym.

Większość oczyszczalni ścieków, nawet stosujących wysokoefektywne metody oczyszczania, nie jest jednak przystosowana do skutecznego usuwania niepożądanych mikroorganizmów głównie pochodzenia kałowego. O niedocenianiu znaczenia tego problemu świadczy brak w ustawodawstwie krajów europejskich uregulowań dotyczących stanu sanitarnego odprowadzanych ścieków. Przykładem jest Polska, gdzie jedynym aktem prawnym, zresztą pośrednio tylko stawiającym wymóg ograniczania liczby bakterii w odprowadzanych oczyszczonych ściekach, jest Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dn. 16.10.2002 r. w sprawie wymagań, jakim powinna odpowiadać woda w kąpielisku i miejscu wykorzystywanym do kąpieli (Dz.U. 2002.183.1530).

Procesem, który może zapewnić bezpieczny pod względem mikrobiologicznym zrzut oczyszczonych ścieków do odbiornika, jest dezynfekcja. Niestety, proces dezynfekcji ścieków oczyszczonych, w odróżnieniu od dezynfekcji wody do spożycia, jest stosunkowo słabo rozpoznany. W praktyce stosuje się dwie grupy metod: chemiczne, polegające na chlorowaniu i ozonowaniu, oraz fizyczne, polegające na stosowaniu promieniowania UV bądź metod membranowych. Wszystkie w/w metody odznaczają się szeregiem zalet i wad związanych z konkretnymi warunkami realizacji i konkretnymi ściekami. W literaturze przedmiotu mało jest doniesień uogólniających pozwalających skutecznie prognozować lub projektować efektywnie działające układy technologiczne dezynfekcji ścieków.

W pracy omówiono problematykę zagrożeń mikrobiologicznych związanych z odprowadzaniem odpływów z oczyszczalni ścieków do odbiorników. Ponadto przedstawiono najczęściej stosowane w technologii ścieków metody dezynfekcji oraz wyniki własnych badań nad zjawiskiem lekooporności wśród bakterii związanym z dezynfekcją odpływów.

2. Zagrożenia mikro­biologiczne odpływów z oczyszczalni ścieków

Ścieki komunalne poza zanieczyszczeniami fizyczno-chemicznymi zawierają bardzo liczne mikroorganizmy patogenne i oportunistyczne, głównie pochodzenia jelitowego.

Głównym źródłem mikroorganizmów chorobotwórczych są: ścieki miejskie (zawierające fekalia i mocz ludzki) i ścieki przemysłowe (np. z rzeźni), fekalia zwierzęce (głównie psów i kotów) spłukiwane wodami opadowymi z powierzchni, a także fekalia szczurów zamieszkujących systemy kanalizacyjne.

Dowiedziono, iż surowe ścieki stanowią największy zbiornik ludzkich bakterii jelitowych [41], a łączna liczba różnorodnych mikroorganizmów o zróżnicowanym czasie przeżycia sięga setek milionów w ml. Do najdłużej zachowujących aktywność należą wirusy (do ok. 3 miesięcy), a ponadto jaja helmintów, pasożytów przewodu pokarmowego (wiele miesięcy, tab. 1).

Wartości w nawiasach przedstawiają średni czas przeżycia

Zdecydowaną większość mikroorganizmów w ściekach stanowią wirusy należące do około 140 typów [4], a których liczba cząstek może nawet pięciokrotnie przewyższać liczbę komórek bakterii [43].

Drugą, dominującą w ściekach grupę mikroorganizmów stanowią bakterie, a wśród nich saprofity, które mają istotny, pozytywny udział w biologicznych procesach oczyszczania ścieków. Liczba żywych komórek bakterii, która tradycyjnie jest oznaczana metodą hodowlaną, stanowi zaledwie niewielki udział procentowy całkowitej liczby określanej metodą mikroskopową.

Rozpowszechnienie różnych typów mikroorganizmów chorobotwórczych w ściekach jest zróżnicowane, często charakterystyczne dla określonego kraju i podlega kontroli służb sanitarno-epidemiologicznych.

Do bakterii chorobotwórczych pochodzenia wodnego zalicza się m.in. gatunki: Campylobacter jejuni, Campylobacter coli, patogenne szczepy Escherichia coli, Salmonella spp. (w tym gat. S. typhi i S. paratyphi), Shigella spp., Vibrio cholerae, Yersinia enterocolitica, Legionella spp., Pseudomonas aeruginosa, Aeromonas spp. Wśród wirusów do najważniejszych należą: adenowirusy, kalciwirusy (w tym Calcivirus, Hepatitis E virus), pikornawirusy (w tym enterowirusy; poliowirusy, koksakiwirusy A i B, ekowirusy, i hepatitis A), reowirusy (w tym Rotavirus) [48].

Wyniki własnych badań mikrobiologicznych odpływów z dwóch oczyszczalni ścieków „Wschód” w Gdańsku oraz „Dębogórze” w Gdyni, należących do największych w Polsce, wskazują na wysoką, wynoszącą od 90 do ponad 99% efektywność usuwania bakterii wskaźnikowych. Jednakże wobec wysokiej ich liczby w ściekach surowych obu oczyszczalni (średnia NPL w 100 cm³ bakterii grupy coli odpowiednio 3,0 · 10⁷ i 1,64 · 10⁸, E. coli 1,1 · 10⁷ i 1,55 · 10⁷, paciorkowców kałowych 2,3 · 10⁶ i 2,56 · 10⁶) nawet ta obiektywnie wysoka efektywność ich usuwania nie jest wystarczająca [29, 30, 31, 46]. Liczba bakterii coli typu kałowego w ściekach oczyszczonych obu oczyszczalni przekracza zalecaną przez Światową Organizację ­Zdrowia.

Obliczono, że średnie dobowe ilości bakterii wskaźnikowych odprowadzane z oczyszczalni „Wschód” w Gdańsku wynosiły: 6,3 · 10¹³ E. coli i 1,5 · 10¹³ paciorkowców kałowych, natomiast z oczyszczalni „Dębo­górze” w Gdyni: odpowiednio 6,3 · 10¹³ i 2,1 · 10¹² [32‑36].

Również inni badacze zwracają uwagę, iż pod względem bakteriologicznym jakość ścieków oczyszczonych, nawet z zastosowaniem wysokoefektywnych metod, nie spełnia zaleceń Światowej Organizacji Zdrowia (1000 E. coli/100 ml) [12] ani zaleceń Unii Europejskiej [14] odnośnie jakości ścieków odprowadzanych do wód przeznaczonych do celów rekreacyjnych (2000 E. coli/100 ml).

Oprócz zagrożenia bakteriologicznego odpływy stanowią mało poznane zagrożenie wirusologiczne i parazytologiczne, które z uwagi na bardzo niską dawkę chorobotwórczą (kilkanaście cząstek wirusa, względnie cyst lub oocyst) nie może być pomijane.

Zagrożenie dla mikrobiologicznej jakości wód odbiornika, spowodowane odprowadzaniem odpływów z oczyszczalni ścieków, zależy od: początkowej liczby mikroorganizmów w surowych ściekach, stosowanej technologii i efektywności procesów technologicznych w oczyszczalni ścieków, a także od tego, czy odpływy poddane zostały procesowi dezynfekcji i jej skuteczności. W przypadku niezastosowania dezynfekcji istotne znaczenie ma stopień rozcieńczenia odpływów w odbiorniku oraz czas przeżycia mikroorganizmów pochodzenia ściekowego w środowisku wodnym.

Należy podkreślić, iż przybrzeżne wody morskie, które są narażone na stały zrzut zanieczyszczeń mikrobiologicznych wraz z odpływami z oczyszczalni ścieków lub nadmorskimi ciekami, stanowią poważne potencjalne zagrożenie dla ludzi wykorzystujących je do celów rekreacyjnych. Wobec stałego dopływu zanieczyszczeń mikrobiologicznych mniejsze znaczenie ma stosunkowo ograniczone rozprzestrzenianie się mikroorganizmów alochtonicznych [37], a także ich ograniczona przeżywalność w tym środowisku [2].

Zanieczyszczone mikrobiologicznie słodkie i słone wody kąpielisk mogą być przyczyną różnych zachorowań, nie tylko żołądkowo-jelitowych, głównie wywołanych przez wirusy i bakterie chorobotwórcze pochodzenia wodnego.

Wykazano, iż zagrożenia mikrobiologiczne występują w lokalizacjach dużych zrzutów nawet dobrze oczyszczonych ścieków komunalnych, a szczególne znaczenie mają w tych, gdzie ma miejsce zrzut ścieków do wód powszechnie wykorzystywanych rekreacyjnie. Typowym przykładem są przybrzeżne rejony Zatoki Gdańskiej oraz Zatoki Puckiej, obszary szczególnie atrakcyjne dla celów rekreacyjnych. Jest to jednak zarazem teren wysoko zurbanizowany obsługiwany przez dwie duże oczyszczalnie ścieków: „Wschód” w Gdańsku i „Dębogórze” w Gdyni, obsługujących całą aglomerację trójmiejską wraz z przyległymi miejscowościami (łączna liczba mieszkańców bliska 1 mln). Zanieczyszczenia wnoszone przez oczyszczalnie ścieków doprowadziły do skażenia mikrobiologicznego przybrzeżnych wód morskich, a tym samym – do okresowych zakazów korzystania z kąpielisk.
W odniesieniu do odpływów z oczyszczalni ścieków w zależności od uwarunkowań środowiskowych, technicznych i ekonomicznych proponowane są następujące rozwiązania [36]: doczyszczanie w trzecim stopniu oraz dezynfekcja metodami chemicznymi (związki chloru, ozon) lub fizycznymi (promieniowanie UV).

3. Współczesna definicja dezynfekcji

W aspekcie historycznym dezynfekcja (z łac.: dis – od, inficio – zakażenie) była chemicznym procesem niszczenia mikroorganizmów chorobotwórczych stosowanym w celu przerwania drogi szerzenia się zarazków ze źródła zakażenia na zdrowe organizmy.

Aktualnie, wraz z rozwojem techniki, efekt dezynfekcji jest osiągany przez zastosowanie procesów zarówno chemicznych, jak i fizycznych.
W powszechnym użyciu dezynfekcją jest każdy celowy proces fizyczny, chemiczny lub biologiczny, który prowadzi do inaktywacji mikroorganizmów chorobotwórczych lub zapobiega ich wzrostowi.

Zatem efekt dezynfekcji można uzyskać, stosując zarówno chemiczne, jak i fizyczne procesy inaktywacji mikroorganizmów oraz procesy fizycznego ich usuwania.

Obecnie dezynfekcja jest jedną z podstawowych barier zapobiegających i ograniczających rozprzestrzenianie mikroorganizmów wywołujących choroby pochodzenia wodnego, a jej celem jest ochrona zdrowia publicznego i zmniejszenie ryzyka wystąpienia zachorowań wśród mieszkańców (użytkowników).

Należy wyraźnie zaznaczyć, iż w odróżnieniu od procesów sterylizacji (jałowienia) procesy dezynfekcji nie zapewniają całkowitego usunięcia wszystkich żywych form mikroorganizmów.

Woda po poddaniu działaniu odpowiednio dobranego procesu/procesów oczyszczania, dezynfekcji lub fizycznego usuwania mikroorganizmów powinna być mikrobiologicznie bezpieczna. Znaczy to, iż pozostała w nich liczba mikroorganizmów chorobotwórczych lub potencjalnie chorobotwórczych została zmniejszona do poziomu bezpiecznego zgodnego z przeznaczeniem końcowego produktu. Poziom bezpieczny najczęściej jest określany w postaci dopuszczalnej liczby bakterii wskaźnikowych występujących w określonej objętości wody. Oczywiście, jest on wyjątkowo rygorystyczny dla wody przeznaczonej do spożycia lub stosowanej do specyficznych celów medycznych, np. woda do dializy.

Dezynfekcja może okazać się niezbędna, w szczególności gdy zachodzi możliwość bezpośredniego kontaktu człowieka z odpływem z oczyszczalni (spożycia np. podczas kąpieli) lub w przypadku, gdy ścieki oczyszczone są wykorzystywane np. do nawadniania terenów, upraw rolnych, względnie, gdy są odprowadzane do wód powierzchniowych przeznaczonych do rekreacji, hodowli mięczaków, ryb i innych.

4. Chemiczne i fizyczne metody dezynfekcji/usuwania mikroorganizmów

Podstawowe metody inaktywacji mikroorganizmów w wodzie i ściekach najczęściej wykorzystują różnorodne środki chemiczne, jak np.: wolny chlor, dwutlenek chloru, chloroamina, ozon, względnie procesy fizyczne, np. naświetlanie promieniami UV. Niekiedy (w odniesieniu do ścieków) stosowane są również kwasy: mrówkowy i nadoctowy oraz chlorek bromu.

Wśród fizycznych metod usuwania mikroorganizmów należy wymienić filtrację na złożach o różnym typie wypełnienia i granulacji oraz filtrację membranową.

Wybór odpowiedniej metody inaktywacji/usuwania mikroorganizmów jest bardzo ważny. Powinien uwzględniać charakterystykę fizykochemiczną (tab. 2) i mikrobiologiczną dezynfekowanej wody lub ścieku i ich końcowe przeznaczenie, a w przypadku metody chemicznej – także cechy środka dezynfekcyjnego, łącznie z jego potencjalnym oddziaływaniem na materiał urządzeń, w których jest stosowany. Nie można również pomijać kosztów stosowania określonej metody dezynfekcji.

Skuteczność procesu chemicznej inaktywacji mikroorganizmów zależy od: typu mikroorganizmu i jego oporności na środek chemiczny, charakterystyki fizykochemicznej środowiska oraz od typu dezynfektanta i sposobu jego działania. Najbardziej wrażliwe na stosowane do dezynfekcji środki chemiczne są bakterie w postaci wegetatywnej, bardziej oporne są wirusy jelitowe i bakterie tworzące przetrwalniki, a największą oporność wykazują oocysty (np. Cryptosporidium parvum), cysty (Giardia lamblia), przetrwalniki (Clostridium perfringens), bakterie kwasoodporne (np. Mycobacterium spp.) a ponadto jaja helmintów (Ascaris lumbricoides) [45].

Skuteczność chemicznej dezynfekcji mogą obniżyć podwyższone stężenia różnorodnych fizycznych i chemicznych zanieczyszczeń ścieków, jak np. zawiesina, rozpuszczone substancje organiczne i jony nieorganiczne (tab. 2).

Stosowane w praktyce środki dezynfekcyjne reprezentują różnorodne mechanizmy niszczenia mikroorganizmów.

5. Mechanizmy dezynfekcji/inaktywacji mikroorganizmów

Inaktywacja mikroorganizmów polega na zmianie lub zniszczeniu ich podstawowych struktur lub funkcji życiowych. Zasadnicze procesy inaktywacji mikroorganizmów, wykorzystywane w praktyce, polegają na denaturacji białek (strukturalnych, aktywnych w transporcie, enzymów) oraz/lub niszczeniu struktury kwasów nukleinowych (genomicznego DNA lub RNA, mRNA, tRNA itp.), tłuszczy (dwuwarstwowych membran lipidowych) i ­innych.
Do najważniejszych czynników, które mają wpływ na skuteczność procesu inaktywacji mikroorganizmów, na­leżą [45]:

• zróżnicowanie mikroorganizmów (wirusy, bakterie, pierwotniaki) w dezynfekowanym środowisku i ich selekcja spowodowana opornością określonych szczepów po działaniu środka dezynfekcyjnego,
• fizyczna ochrona mikroorganizmów zgromadzonych w skupiskach (agregatach), adsorbowanych na cząstkach stałych oraz chronionych przez specyficzne struktury przed działaniem środka dezynfekcyjnego,
• czynniki chemiczne (pH, sole i jony, rozpuszczalna substancja organiczna i inne) w dezynfekowanym środo­wisku.

W przypadku cząstek wirusów skuteczność inaktywacji zależy od typu, struktury i składu oraz formy fizycznej, w jakiej występują. Szczególnie podatne na proces inaktywacji są lipidy wchodzące w skład osłonki niektórych wirusów, struktura kapsydu i jego białka, kwasy nukleinowe (DNA i RNA) oraz glikoproteiny występujące na powierzchni zewnętrznej. Z kolei za szczególnie zabezpieczone przed działaniem środków dezynfekcyjnych uznawane są wirusy występujące w postaci agregatów, zaadsorbowane na powierzchni cząstek stałych lub otoczone różnorodnymi substancjami.

Skuteczność inaktywacji bakterii zależy od: właściwości powierzchni, stanu fizjologicznego i ich specyficznej oporności, a także od fizycznej formy występowania. Do szczególnie opornych należą formy przetrwalne, komórki kwasooporne (zawierające specyficzne lipidy w ścianie komórkowej), komórki otoczone kapsułą oraz zawierające pilie. Podwyższoną oporność na inaktywację wykazują komórki uprzednio rosnące w warunkach ubogich w substancje pokarmowe i przeniesione do środowiska bogatego w substancje pokarmowe, a także komórki występujące w skupiskach, w biofilmach, zaadsorbowane do cząstek stałych, występujące wewnątrz eukariontów lub w gruzełkach korozyjnych. Do najbardziej wrażliwych należy zaliczyć komórki uszkodzone. Ważnym ekologicznie skutkiem działania środka dezynfekcyjnego jest często obserwowana selekcja opornych szczepów bakterii.
Skuteczność inaktywacji pasożytów przewodu pokarmowego, podobnie jak w przypadku wirusów, zależy od ich typu, struktury i składu. Cysty, oocysty i przetrwalniki niektórych pierwotniaków są szczególnie oporne na chemiczne środki dezynfekcyjne. Ponadto szczególnie oporne na dezynfekcję chemiczną, wysuszenie i podwyższoną temperaturę są jaja niektórych helmintów.

Poniżej przedstawiono krótką charakterystykę najczęściej stosowanych środków chemicznych i mechanizmów inaktywacji mikroorganizmów.

• Ozon (O₃) jest silnym utleniaczem o wysokim potencjale utleniającym (2,07 V przy pH 7), a także silnym środkiem mikrobójczym [7]. Jest bardzo lotny i bardzo łatwo wchodzi w reakcje, a zatem nie pozostawia stężenia resztkowego w wodzie lub ściekach.

Ozon w odpowiednich stężeniach, skuteczniej niż chlor, niszczy bakterie i wirusy. Skuteczność procesu zależy od podatności organizmów, czasu kontaktu i stężenia ozonu. Proces ozonowania jest krótki (od 10 do 30 min) [7].

Po ozonowaniu nie następuje ponowny wzrost mikroorganizmów z wyjątkiem tych, które występowały w skupiskach lub były zabezpieczone przez cząsteczki obecne w wodzie lub w ściekach.

• Chlor wolny (Cl₂) jest słabszym utleniaczem niż ozon (1,36 V przy pH 2-6) [8]. W wodzie tworzy kwas podchlorawy (HOCl) (przy niższym pH) i jon kwasu podchlorawego (OCl-1) (przy wyższym pH). Jest stosunkowo stabilny w wodzie i pozostawia stężenie resztkowe. Wprowadzony do ścieków oczyszczonych tworzy ze związkami azotu mono- i dichloroaminy, które mają słabsze działanie dezynfekcyjne.

W ściekach subletalne stężenia chloru mogą powodować odwracalne uszkodzenie komórek bakterii. Nawet 90% bakterii grupy coli może być tylko przejściowo uszkodzonych przez chlor, a zatem tylko okresowo niezdolnych do wzrostu [44] oraz [27]. Z kolei inni badacze [38] donoszą, iż w chlorowanych ściekach udział procentowy komórek E. coli i S. typhimurium żywych, ale nie hodowlanych wprawdzie maleje do wartości poniżej 0,4%, to nadal odpowiada relatywnie wysokiej ich liczbie (około 104 komórek), która wobec niskiej dawki infekcyjnej komórek Salmonella (20 komórek) i niektórych szczepów E. coli (10 komórek) stanowi potencjalne zagrożenie dla zdrowia.

Zatem ze względu na potencjalne zagrożenia epidemiologiczne należy mieć na uwadze, iż w chlorowanych ściekach nadal mogą pozostawać żywe komórki bakterii potencjalnie chorobotwórczych, które nie mają zdolności do wzrostu na pożywkach (VBNC – Viable But Not Culturable), a zatem nie są wykrywane tradycyjnymi metodami [38].

Generalnie wirusy, cysty i jaja helmintów są oporniejsze na działanie chloru niż bakterie [8]. Inaktywacja cząsteczek wirusa przez wolny chlor (w odpowiednim stężeniu) polega na reakcji z kapsydem i genomem kwasu nukleinowego.

Do szczególnie opornych na proces dezynfekcji niskimi dawkami chloru należą oocysty niektórych pierwotniaków, np. Cryptosporidium parvum, cysty Entamoeba histolytica i Giardia lamblia oraz jaja helmintów, np. Nematodes.

Dominujący mechanizm inaktywacji mikroorganizmów pod wpływem chloru zależy od jego postaci oraz charakterystyki dezynfekowanego medium.

• Dwutlenek chloru (ClO₂) jest najbardziej selektywnym środkiem utleniającym (0,95 V przy pH 7). Jest znacznie lepiej rozpuszczalny w wodzie niż wolny chlor. Do ważnych zalet dwutlenku chloru w stosunku do chloru należy brak tworzenia chloroorganicznych produktów ubocznych, brak reaktywności z jonami amonowymi oraz stabilna aktywność bakteriobójcza w całym praktycznym zakresie pH [28]. W odróżnieniu od ozonu i chloru nie reaguje z większością związków organicznych, natomiast utlenia zredukowane związki siarki, drugo- i trzeciorzędowe aminy i tylko niektóre silnie zredukowane związki organiczne. Zatem jest zalecany do dezynfekcji wód i ścieków zanieczyszczonych substancjami organicznymi.

Dwutlenek chloru jest bardzo skutecznym środkiem dezynfekcyjnym, który szybko inaktywuje bakterie, wirusy, pierwotniaki pasożytnicze, np. Giardia, w pewnym stopniu nawet bardzo oporne oocysty Cryptosporidium, a także (w odpowiednio wysokim stężeniu) występujące w biofilmie bakterie z rodzaju Legionella.

• Chlorek bromu jest tańszy niż dwutlenek chloru, łatwiejszy w produkcji i w aplikacji, ale mniej aktywny w niszczeniu bakterii wskaźnikowych i bakteriofagów [49].

• Kwas nadoctowy (PAA) charakteryzuje się silnymi cechami utleniającymi. Rozkłada się z utworzeniem kwasu octowego, nadtlenku wodoru i wody. Aktywnie niszczy bakterie wskaźnikowe, a słabiej – cząstki wirusów, przetrwalniki bakterii i cysty pierwotniaków [16, 17]. Jest łatwy w stosowaniu i nie tworzy znaczących ilości toksycznych lub mutagennych produktów i chemicznych pozostałości.

Metody fizyczne:

• Promieniowanie UV w zakresie od 250 do 270 nm jest pochłaniane (absorbowane) przez komórki mikroorganizmów, przenika przez ścianę komórkową i powoduje fotochemiczne uszkodzenie cząsteczek DNA i RNA. Z uwagi na możliwość reaktywacji (w świetle lub w ciemności) po niepełnym uszkodzeniu komórek wymagany efekt inaktywacji przy niszczeniu mikroorganizmów powinien wynosić co najmniej 3 log (99,9%). Najbardziej wrażliwe na działanie promieniowania UV są wegetatywne komórki bakterii, mniej wrażliwe – cysty/oocysty pierwotniaków (Giardia lamblia, Cryptosporidium parvum), a najbardziej oporne wirusy (np. adenowirus) oraz przetrwalniki bakterii.

Efektywność dezynfekcji promieniami UV zależna jest od wielu czynników. Wśród najważniejszych należy wymienić: mętność (absorpcja promieniowania przez cząstki zawiesiny), twardość i stężenie związków żelaza (wytrącanie osadów na ściankach promiennika UV) oraz warunki eksploatacji – głównie warunki hydrauliczne.

Zastosowanie mikrofiltracji (MF) i ultrafiltracji (UF) w dezynfekcji wody ma stosunkowo długą historię sięgającą czasów II wojny światowej. Mało jest natomiast informacji o stosowaniu mikro- lub ultrafiltracji do dezynfekcji ścieków. W dezynfekcji z wykorzystaniem mikro- i ultrafiltracji ma się do czynienia z mechanizmem sitowym, a cały proces polega na usuwaniu wirusów, bakterii i oocyst pierwotniaków (a także innych zanieczyszczeń) podczas transportu poprzez membrany porowate [6, 25]. Właściwości separacyjne membrany są określone poprzez rozmiar porów membrany. Wybór odpowiedniego procesu membranowego zależy od wielkości cząstek usuwanych zanieczyszczeń. Komórki bakterii, których przeciętne wymiary wynoszą 0,5-10 µm, oraz cysty i oocyty pierwotniaków o wymiarach 3-15 µm mogą być praktycznie usuwane przy użyciu membran UF oraz MF (komercyjnie dostępne membrany mają wielkość porów z reguły mniejszą od 0,3 µm). Z kolei całkowite zatrzymanie cząstek małych wirusów, których średnica zawiera się w granicach od 20 do 80 nm, jest teoretycznie możliwe tylko przy użyciu membran UF o średnicy porów < 20 nm.

Do dezynfekcji ścieków praktyczne zastosowanie znajdują procesy mikrofiltracji (MF) oraz ultrafiltracji (UF) [3, 11, 18, 39, 47]. Procesy te są niekiedy wykorzystywane jako ostatni etap oczyszczania ścieków (usuwanie zawiesiny ogólnej i cząstek organicznych), a także w celu ich dezynfekcji. Metodami membranowymi teoretycznie można całkowicie usunąć komórki bakterii o średnicy większej od wielkości średnicy porów zastosowanej membrany. Jednakże wyniki szeregu prac [3, 47] wskazują, iż nawet UF nie stanowi całkowitej bariery dla bakterii. Pojawianie się bakterii w przefiltrowanych ściekach może być skutkiem: niejednorodności powierzchni membrany, uszkadzania jej przez bakteryjne enzymy, niedostatecznego uszczelnienia pozostałych elementów modułu membrany oraz przechodzenia bakterii przez membrany zawierające pory o średnicy mniejszej niż średnica komórek, np. wskutek zwiększonej elastyczności ściany komórkowej niektórych bakterii – w tym także pod wpływem antybiotyków [19].

Istotną zaletą tych procesów jest zarówno fizyczne usunięcie mikroorganizmów, jak i zapewnienie względnie stałej jakości odpływów pomimo zmienności fizykochemicznych właściwości ścieków poddawanych dezynfekcji [3, 47].

Techniki membranowe należą do metod bezreagentowych, ich stosowanie nie wymaga wstępnego oczyszczania i nie skutkuje powstawaniem szkodliwych produktów pośrednich. Są one jednak obciążone dwiema zasadniczymi wadami. Pierwszą z nich jest konieczność nieustannego płukania zwrotnego, tak aby nie dopuścić do kolmatacji membrany i tym samym – całego systemu. Drugą wadą jest konieczność okresowego czyszczenia chemicznego, które ma na celu eliminację materiału odkładającego się nieodwracalnie w membranie i powodującego tzw. fouling.

6. Dezynfekcja odpływów a lekooporność bakterii

W świetle potencjalnych zagrożeń dla zdrowia ludzi, związanych z rozprzestrzenianiem się mikroorganizmów przenoszonych drogą wodną, nowym istotnym problemem jest nasilające się zjawisko lekooporności. Problem lekooporności drobnoustrojów ze względu na swoją dynamikę i zasięg geograficzny stał się przedmiotem zainteresowań wielu międzynarodowych instytucji: Komisji Europejskiej, Światowej Organizacja Zdrowia, Parlamentu Europejskiego, Centres for Diseases Control and Prevention (CDC) czy Food and Drug Administration (FDA). Instytucje międzynarodowe coraz więcej uwagi poświęcają zrozumieniu trendów związanych z występowaniem lekooporności nabytej wśród bakterii odludzkich bytujących w środowiskach przyrodniczych. Istnieje duże prawdopodobieństwo, iż cechy oporności mogą być przenoszone głównie w wyniku horyzontalnego transferu genów pomiędzy populacjami bakteryjnymi ze środowisk przyrodniczych a wnoszonymi do środowiska populacjami wchodzącymi w skład saprofitycznej i patogennej mikroflory człowieka [27]. W procesie tym bakterie komensalne uważane są za potencjalne wektory transferu genów oporności.

Ważnym rezerwuarem genów lekooporności są ścieki komunalne [42]. Ścieki zawierają ponadto antybiotyki i ich metabolity, które nawet w stężeniach subterapeutycznych mogą być czynnikiem presji selekcyjnej, prowadząc do eliminacji wrażliwych szczepów bakteryjnych i selekcji opornych, które rozprzestrzeniają się w powstałej niszy ekologicznej. Wykazano na przykład, iż w procesach oczyszczania ścieków opartych na metodzie osadu czynnego ma miejsce pozytywna selekcja bakterii lekoopornych [10, 15, 23, 24, 40]. Badania własne autorów pracy, prowadzone w skali laboratoryjnej i technicznej, wykazały selekcję izolatów E. coli opornych na penicyliny, fluorochinolony, tetracykliny i trimetoprim-sulfametoksazol oraz selekcję enterokoków opornych na fluorochinolony, nitrofurantoinę, erytromycynę i tetracyklinę [22, 23]. Ponadto transformacja plazmidowego DNA, otrzymanego z wybranych izolatów E. coli, pochodzących ze ścieków surowych i oczyszczonych, wykazała, że możliwy jest transfer genów oporności na antybiotyki beta-laktamowe i tetracyklinę [21]. Zaobserwowana forma wymiany informacji genetycznej pełni u bakterii funkcję namiastki procesu płciowego i ma ogromne znaczenie w rozprzestrzenianiu się cech oporności bakterii na antybiotyki i chemioterapeutyki oraz do utrwalenia tych cech w obrębie różnych gatunków bakterii [13]. W procesach oczyszczania ścieków, zwłaszcza metodami osadu czynnego, zagęszczenie komórek bakteryjnych, ich czas zatrzymania w systemie oraz obecność subterapeutycznych stężeń związków przeciwbakteryjnych, jak również metali ciężkich zwiększa potencjalną możliwość propagacji cech lekooporności. W tym aspekcie na szczególną uwagę zasługują ekosystemy wodne będące bezpośrednimi odbiornikami ścieków oczyszczonych i wykorzystywane jednocześnie do celów rekreacyjnych. Należy podkreślić, iż okresowo w odpływach z oczyszczalni, wśród bakterii wskaźnikowych, cechy oporności na związki przeciwbakteryjne może wykazywać nawet 90% izolatów. Dlatego też, aby zapobiec rozpowszechnianiu odludzkich szczepów opornych na powszechnie stosowane związki przeciwbakteryjne, należy rozważyć wprowadzenie końcowej dezynfekcji ścieków oczyszczonych.

W badaniach własnych, w których poddano analizie wpływ trzech metod dezynfekcji (ozonowanie, naświetlanie promieniami UV oraz mikro-/ultrafiltracja) na rozpowszechnianie cech lekooporności wśród bakterii wskaźnikowych (Echerichia coli i Enterococcus spp.) wykazano, iż jedynie podczas procesu ozonowania odpływów bakterie wrażliwe i lekooporne były usuwane z taką samą efektywnością [24].

Naświetlanie promieniami UV prowadziło natomiast do statystycznie istotnej (p < 0,05) selekcji szczepów opornych na fluorochinolony i tetracykliny. Oporność na tetracyklinę jest prawdopodobnie skutkiem pochłaniania promieniowania UV (254 nm) przez obecne w komórkach bakteryjnych specyficzne białka (białka tet) związane z opornością na ten antybiotyk. W przypadku mikro-/ultrafiltracji odpływów zaobserwowano natomiast selekcję opornych Gram-ujemnych bakterii E. coli. Przypuszcza się, iż obecność związków przeciwbakteryjnych wpływa na wzrost elastyczności ściany komórkowej bakterii Gram-ujemnych, umożliwiając im penetrację ośrodków porowatych [19, 20].

Na rys. 1 przedstawiono występowanie cech oporności na klinicznie istotne leki przeciwbakteryjne wśród izolatów E. coli pochodzących z próbek ścieków surowych, oczyszczonych [23] oraz poddanych dezynfekcji [24]. Wyniki badań własnych zestawiono z wynikami ogólnoeuropejskiej sieci krajowych systemów nadzoru danych Antimicrobial Resistance Surveillance in Europe (EARSNet, 2009) i dotyczących m.in. lekooporności bakterii E. coli izolowanych w latach 2002-2009 z próbek klinicznych w Polsce. Na uwagę zasługuje niepokojący, zbliżony do szczepów klinicznych, poziom lekooporności izolatów E. coli pochodzących ze ­ścieków.

Zjawisko propagacji cech lekooporności w procesach oczyszczania ścieków i ich dezynfekcji wymaga dalszych badań, niemniej jednak uzyskane wyniki wpisują się w ogólnoświatową dyskusję na temat konieczności i metody dezynfekcji odpływów z oczyszczalni ­ścieków.

7. Podsumowanie

W pracy zwrócono uwagę na zagrożenia mikrobiologiczne odpływów z oczyszczalni ścieków, w tym na zjawisko występowania i selekcji izolatów antybiotykoopornych w procesach oczyszczania ścieków oraz potencjalne przenoszenie cech oporności do środowiska wodnego odbiorników. Uznano, że podstawowym sposobem eliminacji tego zagrożenia powinna być dezynfekcja ścieków odprowadzanych do środowiska. O wyborze metody dezynfekcji powinien w pierwszym rzędzie decydować kierunek wykorzystania ścieków lub charakter odbiornika.

Wyniki badań własnych wykazały, iż jedynie podczas procesu ozonowania bakterie wrażliwe i lekooporne były usuwane z taką samą efektywnością. Natomiast naświetlanie ścieków promieniowaniem UV prowadziło do selekcji szczepów opornych na fluorochinolony i tetracykliny, a w procesie mikro-/ultrafiltracji następowała selekcja opornych gram-ujemnych bakterii E. coli.

Dotychczasowe badania nie stanowią zamkniętej całości i należy uznać celowość ich kontynuacji. Szczególna uwaga w tych badaniach powinna być zwrócona na wpływ składu jakościowego ścieków na efektywność działania różnych czynników dezynfekcyjnych.

8. Literatura

1. AEPA, Guidelines for environmental management. Disinfection of treated wastewaters, 2002.
2. Alkan U., Elliot D. J., Evison L. M., Survival of enteric bacteria in relation to simulated solar radiation and other environmental factors in marine waters. Water Res., 29, 2071-2081, 1995.
3. Alonso E., Santos A. Solis G. J, Riesco P. On feasibility of urban wastewater tertiary treatment by membranes: a comparative assessment. Desalination; 141; 39-51, 2001.
4. Bitton G. Wastewater Microbiology. John Wiley & Sons, Inc., Publication, New York, 1994.
5. Bixio D. Thoeye C., De Koning J., Joksimovic D., Savic D., Wintgens T., Melin T., Wastewater reuse in Europe, Desalinination 187, 89-101, 2006.
6. Bodzek M., Membrany i procesy membranowe w usuwaniu mikroorganizmów ze środowiska wodnego. Microorganisms in the environment and environment al engineering from ecology to technology. Ed. K. Olańczuk-Neyman, H. Mazur-Marzec. Monografie Komitetu Inżynierii Środowiska PAN vol.64, 17-34, 2010.
7. EPA 832-F-99-063 Wastewater Technology Fact Sheet. Ozone Disinfection. 1999a.
8. EPA 832-F-99-034 Combined Sewer Overflow. Technology Fact Sheet. Chlorine Disinfection. 1999b.
9. Fachem R. G., Bradley D. J., Garelick H, Mara D. D. World sanitation and disease: health aspects of exreta and wastewater management by Bank Studies. Water Supply Sanitation Vol.3 Chochester, UK: John Wiley & Sons, 1983.
10. Ferreira da Silva, M., Tiago, I., Veríssimo, A., Boaventura, R. A., Nunes, O. C., Manaia, C. M., Antibiotic resistance of enterococci and related bacteria in an urban wastewater treatment plant. FEMS Microbiol. Ecol. 55, 322-329, 2006.
11. Gómez M., de la Rua A., Garralón G., Plaza F, Hoontoria E., Gómez M. A., Urban wastewater disinfection by filtration technologies. Desalination; 190; 16-28, 2006.
12. Gunnerson Ch., Frencz J. A., Wastewater Management for Coastal Cities. Springer, Berlin 1996.
13. Henriques I. S., Fonseca F., Alves A., Saavedra M. J., Correia A., Occurrence and diversity of integrons and beta-lactamase genes among ampicillin-resistant isolates from estuarine waters. Res. Microbiol., 157 (10):938-947, 2006.
14. Hunter C., Perkins J., Tranter J., Gunn J., Agricultural land-use effects on the indicator bacterial quality of an upland stream in the Derbyshire Peak district in the U.K. Water Res., 33, 3577-3586, 1999.
15. Kim, S., Jensen J. N., Aga, D. S., Weber, A. S., Tetracycline as a selector for resistant bacteria in activated sludge. Chemosphere 66 (9), 1643-1651, 2007.
16. Kitis M., Disinfection of wastewater with peracetic acid: a review. Environmental International; 30; 47-55, 2004.
17. Koivunen J., Heinonen-Tanski H. Peracetic acid (PAA) disinfection of primary, secondary and tertiary treated municipal wastewater. Water Res.,39, 4445-4553, 2005.
18. Lazarova V., Savoye P., Janex M. L., Blatchley III E. R., Pommepuy M., Advanced wastewater disinfection technologies: State of the art and perspectives. Wat. Sci. Tech.; 40; 203-213, 1999.
19. Lebleu N., Roques Ch., Aimar P. and Causserand Ch. Role of the cell-wall structure in the retention of bacteria by microfiltration membranes. J. Membr. Sci. Vol., 326(1), 178-185, 2009.
20. Lorian, V. Some effects of subinhibitory concentrations of antibiotics on bacteria. Bull. N. Y. Acad. Med. 51(9):1046-1055, 1975.
21. Łuczkiewicz A., Kotlarska E., Jankowska K., Wróbel B., Olańczuk-Neyman K., Antibiotic resistance patterns found in Escherichia coli strains isolated from wastewater and surface water samples. 3rd Congress of European Microbiologists – FEMS, 06.28 – 07.02, 2009. Goteborg, Sweden.
22. Łuczkiewicz A., Fudala-Książek S., Jankowska K., Quant B., Olańczuk-Neyman K., Diversity of fecal coliforms and their antimicrobial resistance patterns in wastewater treatment model plant, Wat. Sci. Technol. 61 (6), 1383–1392, 2010a.
23. Łuczkiewicz A., Fudala-Książek S., Jankowska K., Olanczuk-Neyman K., Antimicrobial resistance of fecal indicators in municipal wastewater treatment plant. Wat. Res., 44 (17), 5089-5097, 2010b.
24. Łuczkiewicz A., Jankowska K., Bray R., Kulbat E., Quant B., Sokołowska A., Olanczuk-Neyman K., Antimicrobial resistance of fecal indicators in disinfected wastewater. Wat. Sci. Technol., 2011 (in press).
25. Madaeni S. S., The application of membrane technology for water disinfection. Wat. Res.; 33 (2); 301-308, 1999.
26. Martinez J. L., The role of natural environments in the evolution of resistance traits in pathogenic bacteria. Proc. R. Soc. B, 276, 2521–2530, 2009.
27. McFeters G. A., LeChevalier M. W., Chemical disinfection and injury of bacteria in water. Nonculturable Microorganisms in the Environment (eds. R.R. Colwell & D.J. Grimes) American Society for Microbiology Press, Washington, DC, 255-275, 2000.
28. Nawrocki J., Uboczne produkty utleniania i dezynfekcji wody – doświadczenia ostatnich 30 lat. Ochrona Środowiska nr 4, 1-12, 2005.
29. Obarska-Pempkowiak H., Olańczuk-Neyman, K., Sobieralska A. Wargin A., Monitoring of surface waters contamination and the actions aiming to reduce discharge of contaminants in the community of Gdańsk. W: [Proc.] III International Scientific-Technical Conference “Municipal and rural water supply and water quality”. Poznań, Poland, 1-3 June 1998, Ed. M. M. Sozański, J. F. Lemański, Poznań t. 2, s.73-86, 1998.
30. Olańczuk-Neyman K., Jankowska K., Kulbat E., Sokołowska A., Kruczalak K., Quant B., Microbiological pollution of coastal zones base on the study of the Gulf of Gdańsk and the Bay of Puck. W: Pathways of pollutants and mitigation strategies of their impact on the ecosystems, Ed.: M. R. Dudzińska, M. Pawłowska, Lublin: Komit. Inż. Środow. PAN. Seria: Monografie Komitetu Inżynierii Środowiska Polskiej Akademii Nauk, vol. 27, 333-339, 2004.
31. Olańczuk-Neyman K., Mikrobiologiczne aspekty odprowadzania ścieków do przybrzeżnych wód morskich. Inż. Mor. Geotech. R. 24 nr 2, s. 55-62, 2003.
32. Olańczuk-Neyman K., Geneja M., Quant. B., Dembińska M., Kruczalak K., Kulbat E., Kulik-Kuziemska I., Mikołajski S., Gielert M., Microbiological and Biological Aspects of the Wastewater Treatment Plant „Wschód” in Gdańsk. Polish Journal of Environmental Studies vol.12 No.6, s.747-757, 2003a.
33. Olańczuk-Neyman K., Geneja M., Quant B., Dembińska M., Kruczalak K. Kulbat E., Haustein E., Mikołajski S., Gielert M., Elimination of the chemical and microbiological pollutants in the modernized wastewater treatment plant “Wschód” in Gdańsk. In: Environmental Engineering Studies. Polish Research on the way to the EU, Ed.: L. Pawłowski, M. R. Dudzińska, A. Pawłowski., Kluwer Academic/Plenum Publishers USA, s. 235-258, 2003b.
34. Olańczuk-Neyman K., Stosik-Fleszar H., Mikołajski S., Evaluation of Indicator Bacteria Removal In Wastewater Treatment Processes. Polish Journal of Environmental Studies Vol.10, No.6, 457-461, 2001a.
35. Olańczuk-Neyman K., Polish National Report Water and Wastewater Disinfection. 2 nd World Water Congress Efficient water Management – Making it Happen. Berlin 15-19 October 2001 5 s. (dysk CD) 2001b.
36. Olańczuk-Neyman K., Stosik-Fleszar H., Mikołajski S., Jakość mikrobiologiczna odpływów z oczyszczalni ścieków Gdańsk-Wschód. Materiały Konferencji Naukowo-Technicznej nt.: Oczyszczalnia ścieków „Wschód” w Gdańsku największą inwestycją ochrony Bałtyku XXI wieku, Gdańsk 19-20 maja, 2000; s.101-106.
37. Olańczuk-Neyman K., Mikrobiologiczne aspekty zanieczyszczenia wód morskich ściekami. Inż. Morska nr 11 s.393-395, 1980.
38. Oliver J. D., Dagher M., Linden K., Induction of Escherichia coli and Salmonella typhimurium into viable but nonculturable state following chlorination of wastewater. Journal of Water and Health. 249-255, 2005.
39. Paraskeva P., Graham N. J. D., Treatment of a secondary municipal effluent by ozone, UV and microfiltration: microbiological reduction and effect on effluent quality. Desalination, 186; 47-56, 2005.
40. Reinthaler F. F., Posch J., Feierl G., Wust G., Haas D., Ruckenbauer G., Mascher F., Marth E., Antibiotic resistance of E. coli in sewage and sludge. Wat. Res. 37 (8), 1685-1690, 2003.
41. Rockabrand D., Austin T., Kaise R., Blum P., Bacterial growth state distinguished by single-cell protein profolling:does chlorination kill coliforms in municipal effluent? Appl. Environ. Microbiol. 65, 4181-4188, 1999.
42. Schlüter A, Szczepanowski R., Pühler A. and Top E. M. Genomics of IncP-1 antibiotic resistance plasmids isolated from wastewater treatment plants provides evidence for a widely accessible drug resistance gene pool. FEMS Microbiol. Rev. 31 (4), 449–477, 2007.
43. Simmons F.J., Xagoraraki I., Release of infectious human enteric viruses by full-scale wastewater utilities. Wat. Res. 45, 3590-3598, 2011.
44. Singh A, McFetters G. Injury of enteropathogenic bacteria in drinking water. In: Drinking Water Microbiology, Progress and Recent Developments (ed. G. A. McFetters), Springer-Verlag, New York, 368-379, 1990.
45. Sobsey M. (2006), ENVR 133 Water and wastewater disinfection, 11.04.2006.
46. Stosik-Fleszar H., Eliminacja zanieczyszczeń mikrobiologicznych w procesach oczyszczania ścieków. Rozprawa doktorska Politechnika Gdańska Wydział Budownictwa Wodnego i Inżynierii Środowiska, Gdańsk (maszynopis), 2002.
47. Wintgens T., Melin T., Schafer. A, Khan. S. Muston M., Bixio D., Thoeye C., The role of membrane processes in municipal wastewater reclamation and reuse. Desalination; 178; 1-11, 2005.
48. WHO, Fact sheets on environmental sanitation. Epidemic diarrhoeal diseases control. Eng., 4(1) 43-50. Geneva, World Health Organization. WHO/EOS/964 1996.
49. Zanetti F., Stampi S., De Luca G., Varoli O., Tonelli E., Comparative disinfection of secondary-treatment sewage with chlorine dioxide and bromine chloride. Zbl. Hyg. Umvelmed, 198: 567-579, 1996.

Krystyna Olańczuk‑Neyman,
Rafał Bray,
Sylwia Fudala‑Książek,
Katarzyna Jankowska,
Eliza Kulbat,
Aneta Łuczkiewicz,
Bernard Quant,
Aleksandra Sokołowska

Politechnika Gdańska,
Wydział Inżynierii Lądowej i Środowiska

Artykuł ukazał się w Forum Eksploatatora nr 1/2012

Zainteresowanym tym tematem polecamy opracowanie książkowe autorów,
pt. Dezynfekcja ścieków.