Zawartość wybranych mikrozanieczyszczeń organicznych w wodzie przygotowywanej do spożycia

Mikrozanieczyszczenia organiczne obecne w wodzie przygotowywanej do spożycia w ilościach śladowych mogą stanowić zagrożenie dla zdrowia konsumentów. W większości są to związki o charakterze trudno biodegradowalnym, w związku z czym ich całkowita eliminacja z wody pitnej jest niezwykle uciążliwa. Akty prawne regulujące stan jakościowo-ilościowy wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi, pomimo że są bardzo restrykcyjne i uwzględniają wiele toksycznych związków, jak np. wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA), trihalometany (THM), to nie normują stężeń wszystkich substancji niebezpiecznych dla zdrowia ludzi. Do takich nienormowanych związków należą m.in. polichlorowane bifenyle (PCB), które pomimo ich toksycznego charakteru nie są wymienione w Rozporządzeniu Ministra Zdrowia z 7 grudnia 2017 r. w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi (Dz. U. 2017 poz. 2294) [1]. Głównym tematem pracy była ocena zawartości mikrozanieczyszczeń organicznych, takich jak THM i PCB w wodzie powierzchniowej pobranej na terenie województwa śląskiego na różnych etapach jej przygotowania do spożycia. THM ekstrahowano z próbek metodą ciecz-ciecz. Do ekstrakcji PCB wykorzystano metodę SPE (ekstrakcja do fazy stałej). W przypadku obydwu grup mikrozanieczyszczeń, do oznaczenia stężeń zastosowano metodę kapilarnej chromatografii gazowej z użyciem chromatografu gazowego sprzężonego ze spektrofotometrem mas (GC-MS). Stężenie THM oznaczono jedynie w próbce wody pobranej u konsumenta. Najwyższe stężenie wykazano dla chloroformu (około 50% stężenia sumy THM). Obecność kongenerów PCB stwierdzono we wszystkich badanych próbkach. Najwyższe stężenie wykazano dla PCB 156 (2,65 µg/dm3) w wodzie pobranej ze zbiornika, najniższe dla PCB 52 (0,32 µg/dm3) w wodzie pobranej po końcowym ozonowaniu.

1.            Wprowadzenie

Świadomość zagrożenia jakie niesie za sobą zanieczyszczenie wód powierzchniowych niskimi stężeniami związków organicznych prowadzi do podejmowania działań mających na celu poprawę wciąż pogarszającego się stanu jakości tych wód. Wiele mikrozanieczyszczeń występujących w wodzie charakteryzuje wysoka toksyczność względem żywych organizmów przy jednoczesnej oporności na biodegradację. Substancje te stanowią aktualny problem w większości państw Unii Europejskiej, w związku z czym ustanowiono akty prawne regulujące stan jakościowo-ilościowy wód, ustalając dopuszczalne stężenia poszczególnych mikrozanieczyszczeń organicznych w wodach przeznaczonych do spożycia przez ludzi [2, 3].

Na każdym etapie przygotowywania wody do spożycia mogą występować w niej związki organiczne różnego pochodzenia (naturalne lub antropogeniczne) i w różnych stężeniach. Stężenie materii organicznej zawartej w wodzie opisuje ogólny węgiel organiczny (OWO), który podzielić można na wiele frakcji. Substancje występujące w wodzie w formie rozpuszczonej określa się mianem rozpuszczonego węgla organicznego (RWO). Część rozpuszczonej materii organicznej wykazuje podatność na rozkład biochemiczny, przez co frakcję tę definiuje się jako biodegradowalny rozpuszczony węgiel organiczny (BRWO). Ma ona istotny wpływ na jakość bakteriologiczną wód i, ponieważ BRWO jako źródło węgla i energii dla mikroorganizmów jest istotnym parametrem, przy oczyszczaniu i dystrybucji wody pitnej. Zarówno OWO, RWO jak i BRWO mogą stanowić parametry wykorzystywane w technologii wody do określenia ogólnej zawartości materii organicznej i jej frakcji w wodach przeznaczonych do spożycia [4, 5].

Mikrozanieczyszczenia organiczne obecne w wodach powierzchniowych, to grupa substancji, która ze względu na toksyczny i trudno biodegradowalny charakter stanowi duże zagrożenie dla organizmów żywych. Zalicza się do niej między innymi uboczne produkty procesów utleniania i dezynfekcji takie jak trihalometany (THM) czy pochodne bifenylu, takie jak PCB. Stosowane obecnie metody uzdatniania wody nie gwarantują ich całkowitego usunięcia. Stopień eliminacji toksycznych związków organicznych jest zróżnicowany i zależy od wielu czynników [2, 6].

Stosowanie silnych utleniaczy w procesach uzdatniania wody zawierającej materię organiczną może prowadzić do powstawania produktów ubocznych. THM to najlepiej poznana grupa produktów ubocznych chlorowania. Należą do nich związki: trichlorometan – chloroform (CHCl3), tribromometan – bromoform (CHBr₃), bromodichlorometan (CHCl₂Br) oraz dibromochlorometan (CHClBr₂) [5, 7, 8]. W latach 70. XX w. pojawiły się pierwsze doniesienia na temat powstawania chloroformu podczas chlorowania wody oraz o jego działaniu rakotwórczym, co spowodowało narastające wątpliwości, czy w wyniku dezynfekcji powstające zagrożenia nie są większe od tych usuwanych [9‑11].

THM są wynikiem reakcji chloru z domieszkami i zanieczyszczeniami organicznymi zawartymi w wodzie, mogą jednak trafić do niej również innymi drogami, np. ze ściekami przemysłowymi. Głównym prekursorem THM w wodach powierzchniowych jest naturalna materia organiczna w postaci związków humusowych [9, 11‑16]. Mechanizm ich powstawania jest skomplikowany i wieloetapowy. Stężenie THM w wodzie przygotowywanej do spożycia zależy między innymi od jej pH i temperatury, a także dawki i czasu kontaktu z chlorem [4, 11, 17].

Istnieją trzy sposoby ograniczania zawartości THM w wodzie przeznaczonej do spożycia: usuwanie powstałych THM, usuwanie zawartych w wodzie surowej prekursorów THM, stosowanie utleniaczy innych niż chlor. Obecnie większe znaczenie przypisuje się procesom, które zapobiegają tworzeniu się THM niż procesom mającym na celu usuwanie tych związków. Badania wykazują, że najczęściej w wodach powierzchniowych występuje trichlorometan. Do organizmu dostaje się drogą pokarmową, oddechową lub w wyniku kontaktu ze skórą i może wpływać na zmiany w wątrobie, tarczycy i nerkach. Pozostałe THM wnikają do organizmu przez przewód pokarmowy i powodują uszkodzenie jelita grubego, nerek i wątroby oraz przyczyniają się do powstawania nowotworów [9, 17].

PCB, to trwałe zanieczyszczenia organiczne zbudowane z pierścieni fenylowych, w których w miejsce atomów wodoru podstawione są atomy chloru. O ich toksyczności decyduje głównie ilość oraz miejsce podstawionych atomów chloru w cząsteczce związku. Obecnie znanych jest 209 kongenerów PCB, z czego wiele charakteryzuje się wysoką zdolnością bioakumulacji, toksycznością i potencjalnie kancerogennością, żaden jednak nie występuje jako naturalny związek w środowisku. Amerykańska Agencja Ochrony Środowiska (EPA) zaleca oznaczanie tzw. kongenerów wskaźnikowych, czyli PCB o numerach: 28, 52, 101, 118, 138, 153 i 180. W latach 1929-1970 PCB były powszechnie stosowane w przemyśle. Po odkryciu toksycznego i rakotwórczego charakteru zaprzestano ich produkcji, jednak wiele wyprodukowanych PCB wciąż pozostaje w środowisku. Do wód powierzchniowych mogą trafiać wraz ze ściekami przemysłowymi, opadami atmosferycznymi czy spływami powierzchniowymi z zanieczyszczonych terenów. Obecne w wodzie PCB łatwo adsorbują się na zawiesinach oraz osadach dennych. Do organizmu mogą przedostawać się drogą pokarmową, oddechową oraz w wyniku bezpośredniego kontaktu. Mogą powodować zmiany skórne – tzw. trądzik chlorowy, uszkodzenie wątroby, upośledzenie odporności oraz powstawanie nowotworów [6, 18-21].

Ze względu na negatywny wpływ THM na zdrowie człowieka, ich skład ilościowo-jakościowy w wodzie przeznaczonej do spożycia normowany jest w krajowych i unijnych przepisach prawnych [7, 12, 16]. Dokumenty regulujące dopuszczalne stężenia THM w wodzie przeznaczonej do spożycia, to Dyrektywa Rady 98/83/WE z 3 listopada 1998 r. w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi [3] oraz Rozporządzenie Ministra Zdrowia z 7 grudnia 2017 r. w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi [1]. Stężenia PCB, pomimo ich szkodliwego wpływu na zdrowie ludzi, nie są regulowane zarówno przez krajowe jak i unijne przepisy prawne. Według zaleceń Unii Europejskiej, maksymalne stężenie sumy PCB w wodzie do picia nie powinno przekraczać poziomu 0,5 µg/dm3 lub 0,1 µg/dm3 (Kanada). Przepisy EPA określają maksymalny poziom zanieczyszczenia wody pitnej tą grupą związków. Wynosi on 0,5 µg/dm3 w przeliczeniu na Aroclor [22].

Celem niniejszej pracy była ocena składu ilościowego i jakościowego THM i PCB w wodzie przeznaczonej do spożycia na różnych etapach jej uzdatniania.

2.            Materiał badawczy

Do badań wykorzystano próbki wody powierzchniowej pobrane ze zbiornika na terenie województwa śląskiego. Próbki wody surowej poddane były następującym procesom technologicznym uzdatniania wody: wstępne ozonowanie, koagulacja, filtracja pospieszna, pośrednie ozonowanie, adsorpcja na węglu aktywnym, końcowe ozonowanie. Stężenia wybranych mikrozanieczyszczeń organicznych oznaczono w następujących próbkach wody:

• pobranych ze zbiornika,
• po wstępnym ozonowaniu,
• po końcowym ozonowaniu,
• ze stacji pomp,
• u konsumenta.

3.            Metodyka badań

Do oznaczenia stężenia OWO, RWO i BRWO wykorzystano metodę spektrofotometrii w podczerwieni (analizator węgla Multi N/C) [27]. Z każdej próbki pobrano po 50 cm3 wody badanej. W celu oznaczenia RWO pobrane próbki wody przepuszczono przez filtry membranowe o średnicy porów 0,45 µm. W celu oznaczenia BRWO wykorzystano metodę Joreta. W przygotowanych próbkach wody oznaczono RWO w pierwszym i siódmym dniu. Stężenie BRWO wyznaczono poprzez pomiar ubytku RWO [5,7].

Do oznaczenia stężenia THM zastosowano ekstrakcję metodą ciecz-ciecz. W tym celu do 100 cm3 pobranej próbki wody dodano pentan w stosunku 10:1 (10 cm³ pentanu na 100 cm³ próbki wody). Tak przygotowaną próbkę wytrząsano przez 2 minuty. Po tym czasie znajdujący się w górnej fazie roztworu rozpuszczalnik pobrano mikrostrzykawką i przekazano do analizy przy użyciu chromatografu gazowego sprzężonego ze spektrofotometrem mas (GC-MS). Zastosowano mieszaninę standardową 4 THM: trichlorometan, bromodichlorometan, chlorodibromometan, tribromometan. Na kolumnę DB-5 wstrzykiwano 0,001 cm³ ekstraktu dla każdej próbki. Jako gaz nośny zastosowano azot [7]. Stężenie THM oznaczono jedynie w wodzie pobranej u konsumenta.

Do oznaczenia stężenia PCB zastosowano metodę ekstrakcji do fazy stałej (SPE) z wykorzystaniem kolumienek ekstrakcyjnych Octadecyl C18 firmy Bakerbond. W tym celu pobrano 1 dm³ wody z każdej próbki i przepuszczono ją przez kolumienki kondycjonowane wcześniej dwoma porcjami heksanu i jedną porcją metanolu (po 6 cm³), niedopuszczając do ich wysuszenia. Elucji zaadsorbowanych na wypełnieniu kolumienki ekstrakcyjnej PCB dokonano przy użyciu heksanu. Zatężony do objętości 2 cm3 ekstrakt poddano analizie z wykorzystaniem chromatografu gazowego sprzężonego ze spektrofotometrem mas (GC-MS). Przepływ strumienia gazu nośnego (helu) wynosił 14,73 cm³/s. Zastosowano dozownik bezpośrednio na kolumnę (on-column). Objętość nastrzyku wynosiła 2 µl. Rozdzielanie prowadzono na kolumnie typu DB-5 o długości 30 m, średnicy 0,32 mm i grubości filmu 1 µm. Na etapie detekcji i identyfikacji wykorzystano spektrometr MS 800, zawierający źródło jonów typu EI o energii jonizacji 70 eV. Zastosowano selektywne monitorowanie jonów (SIM) m/z [18, 19].

4.            Wyniki badań

Uzyskane wyniki stężeń wybranych parametrów fizykochemicznych, tj. OWO, RWO oraz BRWO umieszczono w tab, 1.

Najwyższe stężenie OWO, tj. 10,05 mg/dm³ wykazano w próbce wody surowej pobranej ze zbiornika. Wartość OWO zmniejszyła się w przypadku próbki po wstępnym ozonowaniu oraz po końcowym ozonowaniu, odpowiednio do 9,71 i 5,88 mg/dm³. Odnotowano nieznaczny wzrost OWO (do 6,05 mg/dm³) w wodzie pobranej ze stacji pomp. Stężenie OWO w próbce wody pobranej u konsumenta uległo zwiększeniu do wartości 7,11 mg/dm³.

Najwyższe stężenie RWO, tj. 8,19 mg/dm³ wykazano w wodzie po ozonowaniu wstępnym. Bardzo zbliżoną wartość uzyskano w przypadku próbki wody surowej (8,18 mg/dm³). Najniższą wartość RWO (4,35 mg/dm³) odnotowano w wodzie pobranej ze stacji pomp. W przypadku wszystkich badanych próbek wody frakcja RWO stanowiła większą część OWO, co przedstawiono na rys. 1. We wszystkich próbkach zawartość RWO wynosiła ponad 60% OWO. Najwyższy udział frakcji RWO w OWO wykazano dla próbki po końcowym ozonowaniu i wynosił on ponad 80%.

Stężenie BRWO, oznaczone w badanych próbkach wody, było na bardzo niskim poziomie. Najwyższą wartość (0,890 mg/dm³) uzyskano w próbce po wstępnym ozonowaniu, najniższą natomiast u konsumenta (0,185 mg/dm³). Na rys. 2 przedstawiono udział frakcji organicznych w RWO. Najwyższy udział BRWO w RWO uzyskano w próbce po wstępnym ozonowaniu i wynosił on niewiele ponad 10%. W pozostałych badanych próbkach wartość ta nie przekroczyła 10%.

Uzyskane wyniki stężenia THM w wodzie pobranej u konsumenta umieszczono w tab. 2.

Najwyższe stężenie wykazano dla chloroformu i wynosiło ono 5,35 µg/dm³. Wartość ta nie przekraczała dopuszczalnego stężenia normowanego w Rozporządzeniu Ministra Zdrowia z 7 grudnia 2017 r. w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi. Stężenie bromodichlorometanu było nieznacznie niższe i wynosiło 4,63 µg/dm³. Stężenie chlorodibromometanu było na poziomie 0,99 µg/dm³. W badanej próbce nie wykazano natomiast obecności bromoformu. Suma analizowanych THM wynosiła 10,97 µg/dm³. Stężenie to nie przekraczało norm zawartych w Dyrektywie Rady 98/83/EC z 3 listopada 1998 r. w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi oraz Rozporządzeniu Ministra Zdrowia z 7 grudnia 2017 r. w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi. Na rys. 3 przedstawiono udziały poszczególnych THM. Wykazano, że 49% sumarycznego stężenia stanowi trichlorometan.

Uzyskane wyniki stężenia PCB w badanych próbkach wody umieszczono w tab. 3.

W wodzie surowej pobranej ze zbiornika najwyższe stężenie odnotowano w przypadku PCB 156 i wynosiło ono 2,65 µg/dm³, nieco niższa była zawartość PCB 180, która wynosiła 2,13 µg/dm³. Najniższe stężenie pośród analizowanych związków w badanej próbce wykazano dla PCB 118 (0,72 µg/dm3). Nieznacznie wyższe stężenie odnotowano dla PCB 138 (0,84 µg/dm³). Jedynym związkiem z grupy PCB, którego obecności nie wykazano w badanej próbce był PCB 105.

W próbce wody po wstępnym ozonowaniu najwyższe stężenie, podobnie jak w poprzedniej próbce, wykazano dla PCB 156 (2,60 µg/dm³). Najniższe stężenie odnotowano dla PCB 101 oraz PCB 138, w obydwu przypadkach wynosiło ono 0,75 µg/dm³. Ponownie nie wykryto obecności PCB 105.

W wodzie po końcowym ozonowaniu najwyższe stężenie odnotowano dla PCB 153 (1,70 µg/dm³), najniższe natomiast dla PCB 52 (0,32 µg/dm³). Podobnie jak w dwóch poprzednich próbkach wody, nie wykazano obecności PCB 105.

W próbce wody pobranej ze stacji pomp najwyższe stężenie wykryto w przypadku PCB 156 i wynosiło ono 1,47 µg/dm³. Najniższe wykryte stężenie wynosiło 0,35 µg/dm³ i odnotowano je dla PCB 101. W wodzie nie wykazano obecności PCB 52, 105 oraz 118.

W wodzie pobranej u konsumenta najwyższe stężenie odnotowano w przypadku PCB 180 (1,63 µg/dm³), najniższe natomiast dla PCB 101 (0,57 µg/dm³). Jedynym związkiem z grupy PCB obecnym w próbce wody pobranej u konsumenta poza wymienionymi wcześniej PCB 180 i 101 był PCB 156 w stężeniu 1,26 µg/dm³.

Stężenie PCB 28 w badanych próbkach wody spadało wraz z kolejnymi etapami przygotowywania jej do spożycia (ze 150 µg/dm³ w zbiorniku, do 0,44 µg/dm³ na stacji pomp). W wodzie pobranej u konsumenta nie wykazano obecności tego związku. Stężenie PCB 52 w wodzie po ozonowaniu wstępnym nieznacznie wzrosło w stosunku do jego zawartości w wodzie ze zbiornika (z 1,25 µg/dm³ do 1,30 µg/dm³). Po ozonowaniu końcowym zmniejszyło się jednak prawie o 75% względem początkowej wartości (do 0,32 µg/dm³). W próbkach pobranych ze stacji pomp oraz u konsumenta nie odnotowano jego obecności. Stężenie PCB 101 zmniejszało się podczas kolejnych etapów uzdatniania wody (od 1,01 µg/dm³ w zbiorniku do 0,35 µg/dm³ na stacji pomp), jednak wartość uzyskana w próbce wody pobranej u konsumenta (0,57 µg/dm³) była wyższa niż wartość uzyskana po ozonowaniu końcowym (0,47 µg/dm3) oraz na stacji pomp. PCB 105 był związkiem, który nie pojawił się w żadnej z badanych próbek. Stężenie PCB 118 nieznacznie wzrosło po wstępnym ozonowaniu (z 0,72 µg/dm³ do 0,78 µg/dm³), jednak zmniejszyło się po ozonowaniu końcowym (do 0,51 µg/dm³) i nie odnotowano obecności tego związku w kolejnych próbkach, tj. na stacji pomp oraz u konsumenta. Stężenie PCB 138 spadło po wstępnym ozonowaniu (z 0,84 µg/dm³ do 0,75 µg/dm³), następnie wzrosło nieznacznie po ozonowaniu końcowym (do 0,77 µg/dm3) oraz na stacji pomp (do 0,82 µg/dm³). Nie wykryto tego związku w próbce pobranej u konsumenta. Stężenie PCB 153 wzrosło po ozonowaniu wstępnym (z 1,55 µg/dm³ do 1,69 µg/dm³) i po ozonowaniu końcowym (do 1,70 µg/dm³). W próbce wody pobranej na stacji pomp odnotowano nieco niższą zawartość tego związku (0,53 µg/dm³), natomiast w wodzie pobranej u konsumenta nie został on wykryty. Stężenie PCB 156 spadało wraz z kolejnymi etapami przygotowywania wody do spożycia (z 2,65 µg/dm³ w zbiorniku do 1,26 µg/dm³ u konsumenta). Stężenie PCB 180 nieznacznie wzrosło po wstępnym ozonowaniu (z 2,13 µg/dm3 do 2,25 µg/dm³). Po ozonowaniu końcowym uzyskano wartość 1,25 µg/dm³. Stężenie tego związku wzrosło następnie do 1,38 µg/dm³ na stacji pomp oraz do 1,63 µg/dm³ u konsumenta.

5.            Wnioski

Na podstawie przeprowadzonych badań sformułowano następujące wnioski:

Najwyższe stężenie OWO wykazano w wodzie surowej, najniższe natomiast w wodzie po ozonowaniu końcowym.

Dla badanych próbek wody największy udział w OWO miała frakcja RWO.

Frakcja BRWO stanowiła od 3 do 11% RWO.

W wodzie pobranej u konsumenta wykazano najwyższe stężenie dla trichlorometanu, co stanowiło około 50% stężenia sumy THM w badanej próbce wody.

W badanej wodzie nie wykazano obecności tribromometanu.

Nie wykazano przekroczenia dopuszczalnego stężenia sumy THM normowanego w Dyrektywie Rady 98/83/EC z 3 listopada 1998 r. w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi oraz Rozporządzeniu Ministra Zdrowia z 7 grudnia 2017 r. w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi dla wody pobranej u konsumenta.

Nie wykazano przekroczenia dopuszczalnego stężenia trichlorometanu oraz bromodichlorometanu normowanego w Rozporządzeniu Ministra Zdrowia z 7 grudnia 2017 r. w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi dla wody pobranej u konsumenta.

We wszystkich pobranych próbkach wody stwierdzono obecność związków z grupy PCB.

Stężenia poszczególnych związków PCB wykazywały zmienność zależną od rodzaju próbek.

We wszystkich próbkach wykazano obecność PCB 101, 156 i 180, natomiast nie stwierdzono występowania kongeneru PCB 105.

Wszystkie analizowane związki z grupy PCB (poza niewystępującym w żadnej z próbek PCB 105) wykryto w próbkach pobranych ze zbiornika, po wstępnym ozonowaniu oraz po końcowym ozonowaniu.

Najwyższe stężenie dla badanych próbek wody wykazano dla PCB 156 (2,65 µg/dm³) w wodzie pobranej ze zbiornika, najniższe dla PCB 52 (0,32 µg/dm³) w wodzie pobranej po końcowym ozonowaniu.

W próbce wody pobranej u konsumenta wykryto najmniej kongenerów PCB.

Po zastosowaniu konwencjonalnego układu technologicznego uzdatniania wody przeznaczonej do spożycia nie uzyskano całkowitej eliminacji materii organicznej (OWO), THM oraz PCB w wodzie powierzchniowej.

6.            Literatura

[1] Rozporządzenie Ministra Zdrowia z 7 grudnia 2017 r. w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi (Dz. U. z 2017 r. poz. 2294).
[2] Miksch K., Felis E., Kalka J., Sochacki A., Drzymała J.: Mikrozanieczyszczenia w środowisku – występowanie, interakcje, usuwanie, Monografia, Wydawnictwo Środkowo-Pomorskiego Towarzystwa Naukowego Ochrony Środowiska, Koszalin 2016.
[3] Dyrektywa Rady 98/83/WE z 3 listopada 1998 r. w sprawie jakości wody przeznaczonej do spożycia przez ludzi (Dz. U. z 5 grudnia 1998 r. L 330/32).
[4] Nawrocki J.: Uzdatnianie wody, Procesy fizyczne, chemiczne i biologiczne, Część 1, Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa 2010.
[5] Rosińska A., Rakocz K.: Rola biodegradowalnej materii organicznej w procesie dezynfekcji wody, Inżynieria i Ochrona Środowiska 2013, 16, 4, 511-521.
[6] Ficek A., Czupioł J.: PCB – szkodliwe ksenobiotyki w środowisku, LAB Laboratoria, Aparatura, Badania 2013, 18, 5, 28-31.
[7] Dąbrowska L., Ogrodnik A., Rosińska A.: Wpływ skuteczności usuwania materii organicznej w procesie koagulacji na stężenie THM w chlorowanej wodzie, Rocznik Ochrona Środowiska 2016, 18, 455-467.
[8] Zimoch I., Stolarczyk A.: Raman spectroscopy in estimating THM formation potential in water pipe Network, Environment Protection Engineering 2010, 36, 1, 55-64.
[9] Anielak A. M.: Wysokoefektywne metody oczyszczania wody, Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa 2015.
[10] Anielak A. M.: Uboczne produkty procesu utleniania i dezynfekcji, Technologia Wody 2012, 6, 20, 24-27.
[11] Nawrocki J.: Uzdatnianie wody. Procesy fizyczne, chemiczne i biologiczne, Część 2, Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa 2010.
[12] Skowron P., Małuch I.: Trwałe związki organiczne zanieczyszczające środowisko przyrodnicze i żywność, Materiały informacyjne Projektu „Kształcenie kadr dla innowacyjnej gospodarki opartej na wiedzy w zakresie agrochemii, chemii i ochrony środowiska (Inno-AgroChemOś) – http://iaco.mirocms.pl/files/download/277/Trwale-zwiazki-organiczne.pdf, 3.09.2017.
[13] Nowacka A., Włodarczyk-Makuła M., Dąbek L., Ozimina E.: Związki organiczne oznaczane jako AOX w uzdatnianej wodzie, Inżynieria i Ochrona Środowiska 2013, 16, 1, 69-79.
[14] Ivancev-Tumbas I.: The fate and importance of organics in drinking water treatment: a review, Environmental Science and Pollution Research 2014, 21, 11794-11810.
[15] Ribau Teixeira M., Rosa S. M., Sousa V.: Natural Organic Matter and Disinfection By-products Formation Potential in Water Treatment, Water Resources Management 2011, 25, 3005-3015.
[16] Poluszyńska J., Bożym M., Narolska J., Sławińska I.: Oznaczanie halogenowych pochodnych węglowodorów (THM) w próbkach wody metodą chromatografii gazowej z detektorem wychwytu elektronów (GC-ECD), Prace Instytutu Szkła, Ceramiki, Materiałów Ogniotrwałych i Budowlanych 2010, 3, 5, 133-145.
[17] Dąbrowska L., Ogrodnik A.: Usuwanie prekursorów THM z wody powierzchniowej w procesie koagulacji, Proceedings of ECOpole 2016, 10, 2, 617-623.
[18] Rosińska A.: Influence of selected coagulants of indicator and dioxin-like PCB removal from drinking water, Ecological Chemistry and Engineering 2017, 24, 1, 41-51.
[19] Pohl A., Czupioł J., Michalski R.: Wpływ metod ekstrahowania polichlorowanych bifenyli z próbek środowiskowych na miarodajność uzyskiwanych wyników analitycznych, Chemistry, Environment, Biotechnology 2016, 19, 73-77.
[20] Rosińska A.: Influence of selected coagulants of indicator and dioxin-like PCB removal from drinking water, Proceedings of ECOpole 2016, 10, 1, 75-82.
[21] Starek A.: Polichlorowane bifenyle – toksykologia – ryzyko zdrowotne, Rocznik PZH 2001, 52, 3, 187-201.
[22] Rosińska A.: Zmiany ilościowo-jakościowe PCB w osadach ściekowych stabilizowanych beztlenowo, Monografie (Politechnika Częstochowska), Wydawnictwo Politechniki Częstochowskiej, Częstochowa 2011.

dr hab. Agata Rosińska, prof. PCz, mgr inż. Patrycja Sobczak

Politechnika Częstochowska, Wydział Infrastruktury i Środowiska, Katedra Chemii, Technologii Wody i Ścieków

.

Źródło: Technologia Wody 2/2018