Uwagi na temat badań laboratoryjnych i pilotowych dla potrzeb uzdatniania wody

1. Wstęp

Każde badania laboratoryjne, nawet stosunkowo proste, wymagają zachowania odpowiednich procedur postępowania. To samo dotyczy pomiarów w skali półtechnicznej i przemysłowej. Brak doświadczenia w prowadzeniu pomiarów powoduje zazwyczaj uczenie się na własnych błędach. Jest to, co prawda, najszybszy ze sposobów uczenia się, ale też najboleśniejszy i często związany jest z koniecznością odrzucenia części danych, a więc stratą przepracowanego czasu.

Omawiane tutaj zagadnienia dotyczą prostych zadań pomiarowych, a mimo to mamy nadzieję, że każdy znajdzie w tym materiale jakąś uwagę, nad którą warto się będzie zastanowić.

2. Ograniczenia skali laboratoryjnej

Dobór skali laboratoryjnej prowadzi się zazwyczaj tak, aby najważniejsza z liczb kryterialnych w badanym zjawisku w rzeczywistości odpowiadała tej w skali laboratoryjnej lub pilotowej. Wybór tej podstawowej liczby kryterialnej zależy od tego, jakie zjawisko jest badane, co stanowi rozległy temat, wykraczający poza tematykę omawianą w tym artykule. Sprawa najprościej przedstawia się w przypadku eksperymentów z filtracją pospieszną wody. W tym przypadku tą liczbą jest liczba Reynoldsa i chociaż jest ona różnie formułowana w literaturze dla przepływu przez ośrodki porowate złożone z ziaren o różnym kształcie i wielkościach, to jednak przyjmując w skali laboratoryjnej taki sam materiał i granulację, jak w rzeczywistości, możemy mieć przekonanie, że liczba Reynoldsa jest taka sama, niezależnie od jej definicji. Potrzeba jednakże sprawdzić wpływ efektu brzegowego na przepływ zawiesiny wodnej przez kolumnę filtracyjną. Dysponujemy wzorami obliczeniowymi, które mogą zostać zastosowane w tym celu [39].

Należy pamiętać, że o ile wiadomo jak dobrać średnicę kolumny do badań eksperymentalnych filtracji pospiesznej wody, o tyle gdy przechodzimy do badania płukania filtrów, to takim jednoznacznym narzędziem nie dysponujemy. Wiemy natomiast, że tutaj kolumna powinna mieć naprawdę znacznie większy przekrój poziomy niż do badania filtracji. W czasie płukania tworzą się drogi o większym przepływie, krążenie ziaren i czym większa skala modelu tym lepiej.

Pisząc o skali, należy zwrócić uwagę na wpływ sił powierzchniowych w niektórych małych modelach hydraulicznych. Siły te zaburzają przepływy i w żadnym modelu, w którym występuje przepływ, nie można dopuścić do napełnień poniżej ok. 2,5 cm. Przykładowo, jeżeli napełnienie nad przelewem będzie mniejsze, to strumień cieczy zamiast swobodnie się przelewać będzie spływał po pionowej ściance za przelewem, co nie pozwoli na zastosowanie tego przelewu w modelu do regulacji wielkości przepływów.

3. Przygotowanie koagulantu

W zakładach uzdatniania wody obecnie najczęściej stosuje się koagulanty wstępnie zhydrolizowane, co pozwala na zmniejszenie dawki koagulantu, zmniejszenie rozpuszczalności metalu, którego sole są stosowane do koagulacji, zmniejszenie negatywnych konsekwencji dla stężenia tego metalu w uzdatnionej wodzie, a także dla mętności filtratu w przypadku przedawkowania koagulantu. Negatywne skutki przedawkowania także są, chociaż mniej, odczuwalne.

Niemniej, w wielu pracach eksperymentalnych dotyczących podstawowych problemów filtracji pospiesznej wody, takich jak badanie wpływu sufozji, ściśliwości i innych cech osadów pokoagulacyjnych na przebieg filtrocykli, z uwagi na powtarzalność wyników należy stosować proste dobrze rozpuszczalne sole żelaza i glinu, takie jak siarczany i chlorki. Występuje różnica pomiędzy stosowaniem tych soli w skali technicznej i laboratoryjnej. W tej pierwszej, przechowywanie koagulantu w postaci ciekłej przy stężeniach większych od rozpuszczalności może dać efekty pozytywne w postaci zmniejszenia dawki koagulantu. Natomiast w skali laboratoryjnej konieczna jest pewność, iż przez cały czas prowadzenia eksperymentów dawka koagulantu będzie taka sama. Dlatego, dla stężenia w zbiorniku roztworowym należy obliczyć pH, poniżej którego koagulant jest rozpuszczony. Niedopuszczalne jest stosowanie wyższych wartości pH i mieszadeł, gdyż w ten sposób nigdy nie będzie pewności, że dawka koagulantu jest taka sama i w jakiej postaci jest on dodawany do wody surowej. To, czy obliczenia rozpuszczalności wykonane zostały prawidłowo, wyraźnie widać w trakcie prowadzenia eksperymentów, gdyż wówczas przezroczysty wąż łączący zbiornik roztworowy koagulantu ze stanowiskiem zachowuje swoją pierwotną przezroczystość. W przeciwnym przypadku, już po kilku dniach ścianki od wewnątrz matowieją.

4. Dawka koagulantu

Trudno jest zrozumieć, dlaczego w wielu publikacjach przy opisie danych eksperymentalnych podawany jest jedynie rodzaj koagulantu i jego dawka, chociaż przecież bardzo dobrze wiadomo, że warunki szybkiego i wolnego mieszania znacząco wpływają na przebieg koagulacji i flokulacji. Tak więc, przy różnych warunkach mieszania proces koagulacji i flokulacji przebiega w inny sposób. Przez wiele lat stosowane w Polsce urządzenia do testów słoikowych były wyposażone w wirniki, dla których brakowało wykresów na zależność energii włożonej w mieszanie (lub wprost wartość gradientu Campa–Steina) od szybkości obrotowej mieszadła.

W ostatnich latach powróciliśmy do mieszadeł standardowych, dla których te wartości są znane, zarówno ze statorem włożonym do zlewki, w której odbywa się test, jak i bez tego statora. Ten drugi przypadek jest znacznie częściej stosowany. Pomimo dostępności tych wykresów, w dalszym ciągu przejście od skali laboratoryjnej do technicznej nie jest proste. Oprócz znanych z literatury wątpliwości, co do wiarygodności gradientu G w odniesieniu do mieszaczy mechanicznych pracujących w warunkach turbulentnych najpierw przy flokuli poniżej, a póżniej dla floków powyżej skali Kołmogorowa, powstaje praktyczny problem uwzględnienia w obliczeniach przestrzeni martwych w mieszaczach, zarówno w skali laboratoryjnej jak i technicznej. Wielkość tych przestrzeni martwych ma oczywisty wpływ na rzeczywistą wartość gradientu G.

Kolejne pytanie dotyczy dawki koagulantu z uwagi na jakość filtratu. Testy słoikowe są pomyślane dla doboru dawki koagulantu, przy której zachodzi szybka sedymentacja floków i redukcja zanieczyszczeń w osadniku. Odpowiednią jakość filtratu zazwyczaj można otrzymać dla mniejszych dawek koagulantu niż te wyznaczone w testach słoikowych. Jest sprawą ekonomii to, czy stosowana dawka powinna odpowiadać wynikowi zbliżonemu do wyniku z testów słoikowych, czy też temu wyznaczonemu w oparciu o eksperymenty filtracyjne. One niestety trwają nieporównywalnie dłużej.

Sprawą wymagająca zastanowienia jest również wybór wartości gradientu Campa–Steina G oraz iloczynu G · t. W Polsce w skali technicznej stosuje się dwie komory mieszania o zmniejszającej się wartości G, a w Stanach Zjednoczonych – trzy. Ta druga komora w warunkach krajowych zaprojektowana jest zazwyczaj na G = 100 s^-1, ale jeżeli woda jest bardzo czysta i zastosowana zostanie filtracja kontaktowa z flokulacją w złożu filtracyjnym, to warto jest spróbować większe wartości G, na przykład G = 300 s^-1, tak aby nie doszło do nadmiernego uszczelnienia dużymi flokami dolnej części złoża filtracyjnego i podniesienia go do góry.

5. Zagęszczanie złoża

Zaraz po płukaniu, złoże filtracyjne jest luźno usypane, tym bardziej, że formuje się pod powierzchnią wody. Złoże to pod własnym ciężarem, pomniejszonym o wypór Archimedesa, zagęszcza się, w czym pomagają gradienty spadku ciśnienia wzdłuż linii prądu filtrowanej wody [12].

Tak więc, objętość porów zmniejsza się nie tylko w wyniku odkładania w nich cząstek fazy stałej, ale również przez zagęszczanie złoża. W prowadzonych przez nas eksperymentach [12] strata wysokości ciśnienia na złożu filtracyjnym zachodziła wolniej gdy filtracja rozpoczynana była dobę po płukaniu, aniżeli wówczas, gdy, jak zazwyczaj, prowadzona była zaraz po zakończeniu płukania. Można to tłumaczyć tym, że w tym drugim przypadku zagęszczanie dotyczyło złoża z pewną ilością osadu, przez co w czasie zagęszczania pory stawały się mniejsze. Zmniejszenie wysokości złoża filtracyjnego wywołane zagęszczaniem wynosi zazwyczaj około 2÷3%, a pomimo tak istotnej zmiany modele filtracji pospiesznej jej nie uwzględniają, ponieważ złoże może zagęszczać się szybciej lub wolniej i nie wiemy dokładnie jak szybko następuje to w danych warunkach lokalnych.

6. Zamykanie wody płucznej

Jeżeli współczynnik nierównomierności uziarnienia złóż filtracyjnych U= d₆₀/d₁₀ przyjmuje wartość poniżej 1,6, to zróżnicowanie uziarnienia w przekroju pionowym przezroczystej kolumny filtracyjnej jest wizualnie mało zauważalne i interpretacja go wymaga zastosowania technik numerycznej analizy zdjęć fotograficznych i przezroczystej kolumny filtracyjnej [12]. Później, przy wzroście wartości współczynnika nierównomierności uziarnienia, to zróżnicowanie szybko się zwiększa. Przykład fotografii ziaren w kolumnie filtracyjnej o przekroju prostokątnym pokazano na rys. 1.

W monografii [12] opisano pomiary ułożenia w pionie ziaren piasku po płukaniu, przeprowadzone metodą porównania ich pozycji w kolumnie filtracyjnej o wysokości większej od wysokości złoża i w drugiej kolumnie, w której ten sam piasek został rozdzielony na frakcje pomiędzy kolejnymi sitami. Zdjęcia wykonywane zostały w środku wysokości każdego słupa piasku. Te dwa stanowiska pokazano na rys. 2.

Analiza ułożenia ziaren prowadzona była z zastosowaniem programu obliczeniowego, który na każdym ziarnie opisywał okrąg i promienie tych okręgów były porównywane. Tak jak się spodziewano, ułożenie ziaren zależało od sposobu zamykania dopływu wody płucznej [12]. Wiadomo o tym od dawna i dlatego złoża wyłącznie adsorpcyjne z GAC mają większy współczynnik nierównomierności uziarnienia niż w przypadku złóż z GAC spełniących zarówno rolę filtra mechanicznego, jak i adsorbera, a zamykanie dopływu wody płucznej w tym drugim przypadku przeprowadzane jest szybciej [18]. Pozwala to na uzyskanie bardziej równomiernego ułożenia uziarnienia w filtrze–adsorberze, niż w samym adsorberze. W tym drugim, duże zróżnicowanie ziaren wzdłuż wysokości złoża prowadzi do ułożenia ziaren o mniej wyczerpanej pojemności sorpcyjnej na spodzie złoża [18], co jest efektem oczekiwanym.

7. Zmiany krzywych ekspansji

W trakcie eksploatacji filtrów pospiesznych wody charakterystyki ekspansji złoża w czasie płukania zmieniają się z dwóch powodów [9, 10]. Ziarna ocierając się o siebie zmieniają współczynnik kształtu przyjmując bardziej obły obrys. Obrastają również biofilmem [9, 10] przez co zmienia się chropowatość powierzchni, jak również zmniejsza ciężar właściwy ziaren. Te zmiany powodować mogą istotne różnice pomiędzy krzywymi ekspansji nowego złoża filtracyjnego a eksploatowanego przez długi okres czasu. Problem ten nabiera specjalnego znaczenia w przypadku złóż adsorpcyjnych z granulowanym węglem aktywnym (GAC).

Odporność na abrazję współczesnych węgli aktywnych dla uzdatniania wody w dużych stacjach jest wysoka i płukanie złóż GAC, nawet stosowanych równocześnie w celu filtrowania wody, nie powoduje znaczącego ubytku węgla, w porównaniu z tym, do którego dochodzi w czasie regeneracji, a nawet w czasie transportu węgla [9, 10, 18]. Jednakże złoża adsorpcyjne GAC nie za każdym razem są płukane z udziałem sprężonego powietrza. Powietrze jednak potrzebne jest co najmniej do okresowego płukania, a rozpoznanie, czy należy je już zastosować, może opierać się na pomiarze ekspansji złoża w czasie płukania go wodą [4]. Zaproponowaną procedurę postępowania w celu stwierdzenia mechanicznych zmian w uziarnieniu złóż GAC zaproponowano w pracy [13]. Procedura taka ma pozwolić na rozdzielenie tych zmian w krzywych ekspansji, które wynikają ze zmiany temperatury wody płucznej od tych spowodowanych zmianą właściwości mechanicznych ziaren złoża, takich jak zmiana współczynnika kształtu i efekty obrastania biofilmem.

8. Mętnościomierze czy liczniki cząstek

Określenie efektów technologicznych jest niezbędne przy ocenie każdej instalacji uzdatniania wody, od laboratoryjnej rozpoczynając, a na technicznej kończąc. Jeśli chodzi o usuwanie cząstek fazy stałej z zawiesiny i z układów koloidalnych, to efektywność procesów rozdziału opiera się zazwyczaj na pomiarze mętności, a w szczególności, w ostatnich niemal już trzydziestu latach, na pomiarze mętnosci nefelometrycznej [3, 41], a więc mierzonej na podstawie rozproszenia światła pod kątem prostym do drogi promienia lasera.

W ostatnich latach można stosować dwa rodzaje laserów: czerwony i niebieski. Pomiar nefelometryczny mętności uznawany jest za najdokładniejszy. Jednakże dotyczy on głównie cząstek o wymiarach do 2 μm, a nigdy nie większych niż 5 μm [3]. To dlatego, że zgodnie z teorią Mie (przez niektórych nazywaną teorią Reighleya), czym mniejsza jest cząstka, tym większy jest kąt odbicia. Zjawisko to wykorzystuje się nie tylko w mętnościomierzach, ale również w licznikach cząstek. Ogólnie można stwierdzić, że mętnościomierze nefelometryczne są czulszym urządzeniem od liczników cząstek dla drobnych zanieczyszczeń fazy stałej do 5 μm, ale ich czułość później gwałtownie spada i już dla cząstek o wielkości kilkunastu mikrometrów są urządzeniami jednoznacznie niewłaściwie dobranymi do pomiarów.

Rzecz w tym, że z licznikami cząstek jest przeciwnie. Są mniej czułe na niewielkie zmiany stężenia drobnych cząstek, ale za to znacznie dokładniejsze od mętnościomierzy przy liczeniu dużych cząstek. Tak więc najlepiej byłoby stosować szeregowo mętnościomierze i liczniki cząstek, albo dokonywać świadomego wyboru w zależności od zastosowania.

W przypadku filtracji pospiesznej często spadek efektywności działania objawia się najpierw występowaniem w filtracie dużych cząstek, a więc zastosowanie licznika w takich przypadkach pozwala na stwierdzenie tego niepokojącego faktu szybciej niż przy zastosowaniu mętnościomierza [3]. Przy ocenie koagulacji, flokulacji oraz usuwania cząstek fazy stałej z układów koloidalnych na etapie testów zlewkowych (stacjonarnych) niezwykle przydatnym urządzeniem jest z-potencjometr, a w układach przepływowych analizator prądu strumieniowego. Pozwalają one szybko stwierdzić przypadki przedawkowania koagulantu.

9. Pył węglowy

Wielokrotnie stwierdzano w badaniach technologicznych, że filtry z granulowanym węglem aktywnym pylą przez cały czas eksploatacji [17, 25, 26, 30]. To pylenie występuje zaraz po płukaniu, w czasie całego filtrocyklu, a także pod jego koniec. Jak wiadomo, granulowany węgiel aktywny jest idealnym siedliskiem dla mikroorganizmów [5, 33, 34, 37, 38] dzięki ogromnej powierzchni właściwej porów wynoszącej zazwyczaj około 100 m2 na gram suchego węgla i dochodzącej nawet do 200 m2 na gram. Pamiętajmy, że z uwagi na wielkości mikroporów, są one zbyt małe aby zostały zasiedlone przez inne mikroorganizmy niż wirusy i to tylko częściowo.

Wśród bakterii, grzybów i wirusów zasiedlających granulowany węgiel aktywny (GAC) mogą występować organizmy patogenne, część z nich pochodzenia kałowego [37]. Jednakże w pracy [23] stwierdzono zmniejszenie grubości biofilmu w przewodzie tranzytowym po zainstalowaniu adsorberów z GAC. W Polsce nie ma obowiązku wykonywania ekstrakcji mikroorganizmów z obecnego w wodzie drobnego pyłu węglowego przy prowadzeniu badań mikrobiologicznych wody. Z uwagi na właściwości adsorpcyjne i katalityczne, GAC jest powszechnie stosowany w technologii wody [2, 27, 32, 36].

Krajem, w którym doceniane są właściwości adsorpcyjne GAC i jest on wszechobecny w zakładach uzdatniania wody, jest Japonia [19, 22, 35]. Niemniej, w Japonii zwraca się uwagę na to, że oznaczana ogólna liczba bakterii po ekstrakcji z pyłu jest kilkutrotnie większa niż bez tej ekstrakcji. Ponadto, odsetek dezaktywowanych mikroorganizmów schowanych w porach pyłu węglowego wynosi zazwyczaj około 50÷60%, a nie jak w przypadku mikroorganizmów pływających swobodnie w wodzie – różnie zależnie od odporności, dawki i czasu ekspozycji [21, 28, 29, 31], ale przeciętnie dla ogólnej liczby bakterii około 98%.

Z uwagi na te dwa stwierdzone fakty, w Japonii coraz częściej filtry piaskowe instaluje się za, a nie przed, filtrami z GAC [17, 18]. Nawet filtry powolne w wkładami GAC budowane są w postaci tzw. filtrów kanapkowych, to znaczy w pionowej sekwencji piasek–GAC–piasek. Dobrze jest przyglądnąć się temu zagadnieniu na etapie badań laboratoryjnych i pilotowych prowadzonych dla zaprojektowania lub modernizacji istniejących zakładów uzdatniania wody.

10. Słabe wsparcie teorią

Równania fenomenologiczne do modelowania filtracji wgłębnej zawiesin wodnych powstały w latach czterdziestych XX wieku, niezależnie w Japonii i ZSRR. Później równanie bilansu masy zostało uzupełnione przez J. Litwiniszyna i rozpoczęła się długa dyskusja dotycząca tego, czy uzupełnienie to było niezbędne ze względu na dokładność obliczeń [14, 15, 20, 24].

O ile fenomenologiczny opis przepływu zawiesin wodnych przez ośrodki porowate może być z dużym przybliżeniem zastosowany dla zawiesin ziarnistych, o tyle nie udało się go wprowadzić do praktyki inżynierskiej dla zawiesin po koagulacji i flokulacji. W latach osiemdziesiątych ubiegłego wieku rozwinięto modele UBE (Unit Bed Element), które pozwoliły zrozumieć mechanizmy transportu, ale mechanizmy adhezji są znacznie mniej rozpoznane. Przegląd tych metod można odnaleźć na przykład w pracy [40].

Tak więc, podstawy teoretyczne nie są rozwinięte w stopniu pozwalającym na wsparcie wyników empirycznych obliczeniowymi. Pomimo tego, można pewne problemy z filtracji pospiesznej wody rozwiązać obliczeniowo, opierając się wyłącznie na równaniach mechaniki płynów. Przykładem takich możliwości są obliczenia systemu regulacji filtrów VDRF [5] za pomocą metody Di Bernardo [6, 7, 8, 16].

11. Literatura

1. Arboleda J., Giraldo R., Snel H.: Hydraulic behaviour of declining rate filtration, Journal AWWA, 1985, Vol.77, No. 12, s.67-74.
2. Babi K.G., Koumenidis K.M., Makri C.A., Nikolaou A.D., Lekkas T.D. Adsorption capacity of GAC pilot filter-adsorber and postfilter – adsorber for individual THMs from drinking water, Athens, Global NEST Journal, 2011,13,1,50-58.
3. Bąk J., Dąbrowska B., Dąbrowski W., Polus M., Zielina M.: Usuwanie mikroorganizmów patogennych w procesach uzdatniania wody, monografia, Wydawnictwo Politechniki Krakowskiej 2017.
4. Bok-Sil K., Yoon H.S., Park S.J., Yoon M.H., Kwon T.G., Kwon S.K., Kim J.W.: A study on the optimum backwashing method applied to activated carbon process in waterworks, Journal of Water and Environment Technology, 2003,1,2,189-202.
5. Camper A.K., LeXhevallier M.W.: Broadway S.C., McFeters G.A., Bacteria associated with granular activated carbon particles in drinking water, Applied and Environmental Microbiology, 1986, Sept., 434-438.
6. Chaudhry F.H.: Theory of declining rate filtration I: Continuous operation, Journal of the Environmental Engineering, 1987, Vol. 113, No. 4, 834-851.
7. Chaudhry F.H.: Theory of declining rate filtration II: Bank operation, Journal of the Environmental Engineering, 1987, Vol.113,No.4,852-866.
8. Cleasby J.L., Di Bernardo L.: Hydraulics considerations in declining rate filtration, Journal of the Environmental Engineering, 1980, EE6,1043-1055.
9. Clements M.: Changes in the mechanical behaviour of filter media due to biological growth, rozprawa doktorska, Rand Afrikaans University, RPA, listopad 2004, 150 str.
10. Clements M.: Changes in the mechanical behaviour of filter media due to biological growth, rozprawa doktorska, Rand Afrikaans University, RPA, listopad 2004, 150 str.
11. Clements M., Haarhoff J.: Practical experiences with granular activated carbon (GAC) at the Rietvlei water treatment plant, Water SA, 2004,30,1,89-95.
12. Dąbrowski W., Korczak P.: Eksploatacja stacji filtrów w aspekcie płukania, Wydawnictwa Politechniki Krakowskiej 2008.
13. Dąbrowski W., Spaczyńska M., Mackie R.I.: A model to predict Granular Activated Carbon backwash curves, Clean Soil, Air, Water, 2008,36,1, 103-110.
14. Dąbrowski W.: A method of calculating the concentration of deposit around an injection well, Water Res., 1984, Vol.18,709-717.
15. Dąbrowski W.: Consequences of the mass balance simplification in modelling deep filtration, Water Res., 1988, Vol. 22,No 10, 1219-1227.
16. Dąbrowski W.: Rational operation of Variable Declining Rate Filters, Environmental Protection Engineering, 2011, 37, 4, 35-53.
17. Dąbrowski W.: Konstrukcja i innowacyjne rozwiązania filtrów powolnych, Instal, 2017, 5 (384), 46-49.
18. Dąbrowski W.: Filtry piaskowe po granulowanym węglu aktywnym, Instal, 2017, 12, 49-53.
19. Fujiwara M., Inada Y., Asaka Y., Takashima W., Itoh M.: 4-S approach for evaluation of advanced water treatment technology, poster z konferencji IWA, Montreal 2010, http://www.jwrc-net.or.jp/aswin/projects-activities/rd_files/iwa/2010_montreal_4-s_an.pdf.
20. Grabarczyk C.: Hydromechanika filtrowania wody, WNT, Warszawa, 2010, 398 str.
21. Grabińska-Łoniewska A., Siński E.: Mikroorganizmy chorobotwórcze i potencjalnie chorobotwórcze w ekosystemach wodnych i sieciach wodociągowych, Wydawnictwo Seidel Przywecki, 210, str. 256.
22. Hayaschi N., Yokota H., Furumai H., Fujiwara M.: Evaluation of source water quality for the selection of a drinking water purification system, IWA World Water Congress and Exhibition, Wiedeń 2008.
23. Hijnen W.A.M., Suylen G.M.H., Bahlman J.A., Brouwer-Hanzens A., Medema G.J.: GAC adsorption filters as barriers for viruses, bacteria and protozoan (oo)cysts in water treatment, Water Research, 2010, 44, 1224-1234.
24. Horner R.M.W., Jarvis R.J., Mackie R.I.: Deep-bed filtration – a new look at the basic equations. Water Research, 1986, Vol. 20, No. 2, 215-220.
25. Kiedryńska L.: Zasiedlanie granulowanych węgli aktywnych przez mikroorganizmy w procesie uzdatniania wody, Ochrona Środowiska 2004, Rok 26, Nr 1, 39-42.
26. Knezev A.: Granular Activated Carbon Filters in Drinking Water Treatment, praca doktorska, Wageningen University, February 2015.
27. Kowal A.L., Świderska-Bróż M.: Oczyszczanie wody – podstawy teoretyczne i technologiczne, procesy i urządzenia, 2009, Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa – wydanie szóste.
28. LeChevallier M.W., Hassenauer T.S., Camper A.K., McFeters G.A.: Disinfection of bacteria attached to granular activated carbon, Applied Environmental Microbiology, 1984, 48, 918-923.
29. LeChevallier M.W., McFeters G.A.: Microbiology of Activated Carbon, str. 104-119, Rozdział 5 z książki pod edycją McFeters G.A., Drinking Water Microbiology – Progress and Recent Developments, Springer-Verlag, 1990.
30. Lin T., Chen W., Wang L.: Particle properties in granular activated carbon filter during drinking water treatment, Journal of Environmental Sciences 2010, 22(5), 681–688.
31. Leilei W., Wei C., Tao L.: Inctivation kinetics of adsorptive bacteria with free chlorine in GAC treatment, IEEE, 2011,3,11,1-5 (referat z 5-th International Conference on Bioinformatics and Biomedical Engineering, Wuhan, Chiny, wycofany po opublikowaniu przez IEEE).
32. Miller R., Hartman D.J.: Feasibility study of granular activated carbon adsorption and on site regeneration, United States Environmental Protection Agency, rport EPA-600/ S2-82-087, 1982 listopad.
33. Sharma H.: Colonization of granular activated carbon media filters by Legionella and heterotrophic bacteria cells, praca magisterska, Arizona State University, December 2014, 103 str.
34. Stewart M.H., Wolfe R.L., Means E.G.: Assessment of the bacteriological activity associated with granular activated carbon treatment of drinking water, Applied and Environmental Microbiology, 1990, Dec. 3822-3829.
35. Takashima W., Takizawa S., Fujiwara M.: Applying life assessment to drinking water treatment, https://www.niph.go.jp/soshiki/suido/pdf/h21JPUS/abstract/r1-1.pdf.
36. U.S. EPA: Finalization of guidance on incorporation of water treatment effects on pesticide removal and transformations in drinking water exposure assessments, https://www.epa.gov/pesticide-science-and-assessing-pesticide-risks/finalization-guidance-incorporation-water-treatment.
37. Wilcox D.P., Chang E., Dickson K.L., Johansson K.R.: Microbial growth associated with granular activated carbon in a pilot plant water treatment facility, Applied and Environmental Microbiology, 1983, Aug., 406-416.
38. El-zanfaly H.T., Reasoner D.J., Geldreich E.E.: Bacteriological changes associated with granular activated carbon in a pilot water treatment plant, Water, Air and Soil Pollution, 1998,107,73-80.
39. Zielina M.: Teoretyczne i empiryczne badanie filtrów pospiesznych wody o zmiennej wydajności, rozprawa doktorska, Politechnika Krakowska 2002.
40. Zielina M.: Modelowanie procesu filtrowania niejednorodnych zawiesin przez ośrodek porowaty, Politechnika Krakowska, 2011, Monografia 404, 244 str.
41. Zielina M.: Próby interpretacji mętności w wodzie uzdatnionej, Gaz, Woda i Technika Sanitarna, 2007, 2, 24-28.

prof.dr hab.inż. Wojciech Dąbrowski
dr hab.inż. Barbara Dąbrowska, prof. PK
Politechnika Krakowska

mgr inż. Grzegorz Pasieka
Fresenius NephroCare Polska Sp. z o.o.