Usuwanie związków organicznych podczas filtracji wody przez złoża biologicznie aktywnych filtrów węglowych – badania w skali technicznej

Badania prowadzono w skali technicznej na Stacji Uzdatniania Wody (SUW) o maksymalnej wydajności 150 000 m³/d. Woda dopływająca do SUW charakteryzuje się zawartością specyficznych zanieczyszczeń organicznych. W celu ich eliminacji z wody oraz zapewnienia biologicznej stabilności wody w sieci wodociągowej, w styczniu 2015 r. uruchomiono drugi stopień oczyszczania wody, oparty o zintegrowane procesy ozonowania i filtracji przez złoże węglowe. Co miesiąc, w okresie od stycznia do maja 2016 r., pobierano próbki wody oraz złoża filtracyjnego z czterech filtrów węglowych.

Próbki wody pobierano bezpośrednio znad złoża filtracyjnego oraz na odpływie z filtrów. Próbki złoża filtracyjnego pobierano z jego górnej warstwy, w pięciu punktach każdej komory filtracyjnej. Przeprowadzono analizy fizyczno-chemiczne i bakteriologiczne wody oraz złóż filtracyjnych.

W celu wykazania aktywności mikrobiologicznej złóż wykonywano test aktywności esteraz z dwuoctanem fluoresceiny FDA. W próbkach wody i węgla aktywnego w celu zidentyfikowania mikroorganizmów prowadzono diagnostykę biochemiczną z wykorzystaniem zautomatyzowanego systemu Vitek 2 Compact (bioMerieux). Przeprowadzone badania wykazały obniżenie zawartości związków organicznych wyrażonych jako OWO i ChZT (KMnO₄) oraz biologiczną aktywność analizowanych filtrów węglowych. Złoża filtrów węglowych zasiedlone były przez Pseudomonas fluorescens, Acinetobacter lwoffii, Aeromonas salmonicida oraz Sphingomonas paucimobilis. W żadnym z analizowanych filtrów nie wyhodowano natomiast szczepów z rodziny Enterobacteriaceae stanowiących potencjalne zagrożenie dla zdrowia konsumentów. Wprowadzenie filtrów węglowych do ciągu technologicznego SUW spowodowało obniżenie zawartości materii organicznej w wodzie uzdatnionej, co znacznie obniżyło zapotrzebowanie na środek stosowany do dezynfekcji wody.

1.            Wprowadzenie

Rosnące wymagania stawiane wodzie przeznaczonej do spożycia przez ludzi oraz nieustannie malejące zasoby wysokiej jakości wód naturalnych powodują konieczność ujmowania i uzdatniania wód zanieczyszczonych przez wiele substancji, w tym związki organiczne.

Obecnie jednym z głównych wyzwań technologii oczyszczania wody jest skuteczne eliminowanie zanieczyszczeń organicznych występujących w wodzie w formie koloidalnej lub rozpuszczonej. Szczególnie dużą wagę przykłada się do usuwania frakcji biodegradowalnej materii organicznej, która jest wszechobecna w ekosystemach wodnych.

Frakcja ta obejmuje niejednorodną mieszaninę związków organicznych o różnych właściwościach fizyczno-chemicznych, m.in.: substancje humusowe i fulwowe, białka, aminokwasy, lipidy, polisacharydy i biopolimery [Huber i in. 2011; Gibert i in. 2013; Pruss 2015; Pruss i Pruss 2016].

Obecność w wodzie biodegradowalnej frakcji materii organicznej może powodować wtórny rozwój mikroorganizmów w sieci wodociągowej, a tym samym pogorszenie właściwości organoleptycznych wody kierowanej do konsumenta [Szuster-Janiaczyk 2016].

Biodegradowalny węgiel organiczny jest również prekursorem szkodliwych produktów ubocznych procesu dezynfekcji [Włodyka-Bergier i Bergier 2011; Rosińska i Rakocz 2013; Wolska 2014; Włodyka-Bergier i in. 2016]. Jedną z metod usuwania z wody biodegradowalnej frakcji węgla organicznego, zapewniającą zmniejszenie dawek środków dezynfekujących oraz stabilność biologiczną wody wodociągowej, jest filtracja wody przez złoża biologicznie aktywnych filtrów węglowych [Zimoch i Szostak 2006; Seredyńska-Sobecka i in. 2006; Holc i in. 2016].

Dla mikroorganizmów zasiedlających złoże biologicznie aktywne źródłem węgla i energii jest biodegradowalny rozpuszczony węgiel organiczny (BRWO). Usuwanie substancji organicznych z wody jest wynikiem utleniania w procesach oddechowych mikroorganizmów oraz przyrostu ich biomasy. O rozwoju mikroorganizmów w złożu filtracyjnym świadczy spadek stężenia tlenu przy jednoczesnym wzroście stężenia dwutlenku węgla w uzdatnianej wodzie [Laurent i in. 1999; Mołczan 2006; Pruss 2007; Pruss i in. 2009; Holc i in. 2016].

Biocenozę zasiedlającą biologicznie aktywne filtry węglowe stanowią w głównej mierze bakterie, grzyby oraz wiciowce, orzęski i pełzaki. W złożu występują głównie bakterie psychrofilne, zarówno auto- jak i heterotroficzne, jednak za rozkład związków organicznych zaadsorbowanych na powierzchni ziaren węgla aktywnego odpowiedzialne są wyłącznie bakterie heterotroficzne. Wśród bakterii dominują bakterie z rodzaju Pseudomonas sp. (Pseudomonas fluorescens, Pseudomonas putida, Pseudomonas maltophila, Pseudomonas cepacia, Pseudomonas acidoverans) oraz Acinetobacter sp., Flavobacterium i Bacillus sp. [Olesiak i Stępniak 2014].

Zasiedlanie filtrów przez mikroorganizmy wykazuje stratyfikację pionową. Fakt ten wynika z różnicy w stężeniu tlenu oraz zawartości substancji odżywczych na różnych głębokościach złoża filtracyjnego [Simpson 2008; Velten i in. 2011]. Biologiczna aktywność złoża filtracyjnego jest związana z obecnością w wodzie mikroorganizmów i polega na formowaniu na powierzchni ziaren filtracyjnych błony biologicznej.

Proces ten trwa od kilku do kilkunastu tygodni i zależy od wielu czynników, takich jak: temperatura wody, rodzaj i stężenie związków organicznych, stężenie tlenu oraz rodzaj i granulacja materiału filtracyjnego. Istotne są także pH dopływającej wody, rodzaj zanieczyszczeń oraz stężenie substancji toksycznych [Pruss i in. 2009; Kołwzan 2011; Olesiak i Stępniak 2014; Kaarela i in. 2015]. Szybkość rozwoju błony biologicznej zależy także od ilości i rodzaju obecnych w wodzie bakterii i innych mikroorganizmów. W warunkach naturalnych biofilm powstaje długo. Na jego wytworzenie potrzeba kilkanaście tygodni, ale czas ten może ulec skróceniu w przypadku zapewnienia korzystnych warunków dla rozwoju mikroorganizmów, np. zapewnienia dopływu odpowiedniej ilości substancji organicznych [Holc i in. 2016]. Badania wykazały, że w wodach o niewielkiej ilości związków organicznych czas wpracowania złoża był znacznie dłuższy [Kiedryńska 2004].

Wraz z czasem pracy filtrów błona biologiczna staje się grubsza, a intensywność rozwoju mikroorganizmów rośnie. Dzieje się tak do momentu płukania złoża. Proces płukania powoduje częściowe wymycie błony biologicznej, dlatego tuż po płukaniu obserwuje się zmniejszenie aktywności mikrobiologicznej złoża filtracyjnego [Pruss i in. 2009]. Rozwój mikroorganizmów na powierzchni złoża powinien być kontrolowany, aby zapobiec kolmatacji złoża, ale również ze względu na ryzyko pojawienia się drobnoustrojów patogennych.

2.            Metodyka badań

Woda dopływająca do badanej Stacji Uzdatniania Wody (SUW) jest mieszaniną wód podziemnych i infiltracyjnych. Maksymalna wydajność stacji wynosi 150 000 m³/d.

Technologia uzdatniania oparta jest na typowych procesach technologicznych, takich jak napowietrzanie, filtracja I° przez złoża antracytowo-kwarcowe, chemiczne utlenianie ozonem, filtracja II° przez złoża węglowe oraz dezynfekcja. Napowietrzanie i równoczesne odgazowanie wody odbywa się w otwartym układzie kaskad napowietrzających (30 kaskad). Woda napowietrzona przepływa do komór reakcji I° umiejscowionych pod kaskadami, a następnie do komór II°, do których w sytuacji pogorszenia jakości wody istnieje możliwość dawkowania pyłowego węgla aktywnego (PWA).

Kolejny proces technologiczny, to chemiczne utlenianie ozonem. Ozon produkowany jest z tlenu technicznego w trzech ozonatorach i w postaci gazowej wprowadzany do wody. Pełne wymieszanie wody z ozonem zapewniają mieszacze statyczne umieszczone w rurociągach wody, wymagany czas kontaktu wody z ozonem zapewniają labiryntowe komory reakcji. Po procesie ozonowania zachodzi odgazowanie wody, a następnie woda tłoczona jest do budynku filtrów węglowych. Budynek filtrów węglowych to 24 komory filtracyjne, wypełnione na wysokość 2 m węglem aktywnym (liczba jodowa 1050 mg/g), powierzchnia jednego filtra wynosi 39,33 m². Złoża węglowe są płukane co 24 dni przeciwprądowo powietrzem i wodą. Intensywność płukania wodą wynosi 35–50 m³/(m²·h), powietrzem 60 m³/(m²·h). Wody popłuczne odprowadzane są korytami popłuczyn. Każda komora filtracyjna posiada 3 koryta popłuczyn. Komory filtracyjne wyposażono w drenaż panelowy z nakładkami szczelinowymi, co umożliwiło zasypanie węgla aktywnego bez warstwy podtrzymującej.

Ze względu na wysokie wymagania w stosunku do otoczenia filtrów węglowych, komory filtracyjne są oddzielone od reszty obiektu.

Woda oczyszczona, zanim trafi do sieci wodociągowej, jest dezynfekowana. Dezynfekcja prowadzona jest dwutlenkiem chloru na rurociągach ssących oraz podchlorynem sodu na rurociągach tłocznych. Filtry węglowe eksploatowane na analizowanej SUW zostały uruchomione w styczniu 2015 r. W początkowej fazie ich eksploatacji efektywność usuwania materii organicznej była wysoka, dominował proces chemisorpcji. Wraz z upływem czasu efektywność usuwania OWO stopniowo malała, aż ustabilizowała się. Pod koniec marca 2015 r. rozpoczął się proces biosorpcji.

Co miesiąc, w okresie od stycznia do maja 2016 r., pobierano próbki wody oraz złoża filtracyjnego z czterech filtrów węglowych. Do badań wytypowano cztery filtry II° (filtry nr 5, 6, 7 i 8) eksploatowane w jednym ciągu technologicznym w skali technicznej z prędkością filtracji wynoszącą od 2,5 do 3,0 m/h, czas kontaktu wynosił od 40 do 48 min. Próbki węgla zostały pobrane z powierzchni złoża w pięciu miejscach filtra – trzy punkty zlokalizowano wzdłuż bocznej ściany filtra oraz dwa punkty pomiędzy korytami popłuczyn. Na rys. 4 przedstawiono poglądowo lokalizację punktów poboru próbek złoża.

Próbki wody pobrano bezpośrednio znad złoża filtracyjnego oraz z odpływu filtrów. W próbkach tych bezpośrednio po poborze przy pomocy sond oznaczono pH, stężenie tlenu rozpuszczonego i temperaturę oraz zasadowość ogólną metodą miareczkowania. Po przewiezieniu próbek do laboratorium oznaczano ogólny węgiel organiczny, utlenialność, aktywność mikrobiologiczną oraz ogólną liczbę bakterii w temperaturze 22°C. Pobrane złoże wytrząsano przez 30 min w 100 ml jałowej wody. Następnie wykonywano posiew wody po wytrząsaniu złoża, natomiast aby określić liczbę bakterii przypadających na gram suchej masy złoża filtracyjnego, złoże które poddane było wytrząsaniu wysuszono w suszarce, a następnie zważono. Wszystkie oznaczenia wykonano zgodnie z Polską Normą.

Oznaczenie aktywności biologicznej próbek wody i złoża węglowego przeprowadzono metodą testu aktywności esteraz (EA) z dwuoctanem fluoresceiny (test FDA). FDA jest związkiem niewykazującym fluorescencji, lecz przenikając przez błonę komórkową dociera do miejsc, w których znajdują się esterazy i ulega przekształceniu do fluoresceiny. Fluoresceina pozostaje w wewnątrz komórek, co wykorzystywane jest do analizy ilości żywych komórek obecnych w próbce. Flueoresceina jest natomiast szybko usuwana z martwych komórek, przez co w obrazie mikroskopowym pozostają one bezbarwne. Badana woda w objętości 3 ml podawana była do kuwety, do której dodawano 0,12 ml roztworu dwuoctanu fluoresceiny w acetonie. Wymieszana próbka poddawana była pomiarowi aktywności mikrobiologicznej przez 10 minut. W oznaczeniu wykorzystano spektrometr LS 55 Luminescence Spectrometer firmy Perkin oraz program FL WinLab służący do wizualizacji oraz interpretacji wyników. W próbkach wody i węgla aktywnego w celu zidentyfikowania mikroorganizmów zasiedlających górne warstwy złóż biologicznie aktywnych filtrów węglowych (BAF) prowadzono diagnostykę biochemiczną z wykorzystaniem zautomatyzowanego systemu Vitek 2 Compact (bioMerieux).

Przykładowy wynik aktywności mikrobiologicznej próbki powierzchniowej warstwy złoża przedstawiono na rys. 5.

3.            Interpretacja wyników badań

Woda dopływająca do budynku filtrów węglowych charakteryzowała się pH od 7,3 do 7,5, stężeniem tlenu rozpuszczonego od 10,53 do 11,43 mg O₂/dm³, temperaturą od 9,4 do 13,5oC, zasadowością ogólną od 196 do 278 mg CaCO₃/dm³, utlenialnością od 3,18 do 5,87 mg O₂/dm³ oraz OWO od 3,5 do 4,1 mg C/dm³.

Na rys. 6 przedstawiono zmianę stężenia OWO, będącego miarą stężenia związków organicznych, w wodzie bezpośrednio nad złożem filtracyjnym i w filtracie oraz efektywność usuwania OWO w procesie filtracji przez biologicznie aktywne złoże węgla. Stężenie OWO w wodzie dopływającej na filtry było zmienne w czasie.

W styczniu efektywności usuwania OWO dla poszczególnych filtrów były niemal jednakowe i wynosiły odpowiednio 13% dla filtra 5 i 14% dla filtrów 6, 7 i 8. W procesie filtracji na każdym z filtrów usunięte zostało 0,5 mg C/l. Stężenie OWO w wodzie na dopływie do filtrów wynosiło 3,6-3,9 mg C/l, a w odpływie 3,1-3,4 mg C/l. W lutym efektywności usuwania OWO oscylowała w granicach 14-19%. Z największą efektywnością OWO usuwany był na filtrze 5, z najmniejszą na filtrze 8.

W wyniku filtracji usunięte zostało 0,5-0,7 mg C/l, odpowiednio dla filtrów 8 i 5. Stężenie OWO w wodzie na dopływie do filtrów wynosiło 3,5-3,7 mg C/l, a w odpływie 3,0 mg C/l. W marcu OWO usuwany był z uzdatnianej wody z efektywnością rzędu 16-21%, odpowiednio dla filtrów 6, 7 i 5, co odpowiada spadkowi stężenia OWO w wodzie o 0,6-0,8 mg C/l. Stężenie OWO w wodzie na dopływie do filtrów wynosiło 3,8-3,9 mg C/l, a w odpływie 3,1-3,2 mg C/l. W maju OWO usuwany był z największą z dotychczas zarejestrowanych sprawności. Wynosiła ona 23-27%, odpowiednio dla filtrów 6, 8 i 7. Zanotowano spadek stężenia OWO w wodzie o 0,9-1,1 mg C/l. Stężenie OWO w wodzie na dopływie do filtrów wynosiło 4,0-4,1 mg C/l, a w odpływie 3,0-3,1 mg C/l.

Zaobserwowano wzrost efektywności usuwania OWO wraz z wydłużeniem czasu eksploatacji filtrów. W czasie prowadzenia badań efektywność usuwania OWO była zmienna i wynosiła od 13 do 27%. Wartości te odpowiadają spadkowi stężenia OWO w wodzie odpowiednio o 0,5 mg C/l dla analizy wykonanej w styczniu dla filtra nr 5 i 1,1 mg C/l dla analizy wykonaniej w maju dla filtra nr 7. Wszystkie filtry usuwały OWO z porównywalną efektywnością, zależną wyłącznie od czasu eksploatacji filtrów.

Nie zaobserwowano zależności między stężeniem OWO w wodzie dopływającej na filtry oraz czasem pracy filtra od ostatniego płukania a efektywnością usuwania OWO. Wszystkie badane filtry pracowały ze zbliżoną skutecznością pomimo znacznych różnic w wynikach badań aktywności oraz analizy mikrobiologicznej. Prawdopodobnie miało to związek z frakcjami materii organicznej dopływającymi do filtrów węglowych. Biodegradowalny węgiel organiczny pomimo procesu ozonowania stanowił tylko niewielką część materii organicznej, która z sukcesem była usuwana w wyniku procesu biodegradacji nawet przez mniej liczne bakterie.

Na rys. 7 przedstawiono ogólną liczbę bakterii w powierzchniowej warstwie złoża filtrów 5, 6, 7 oraz 8. W żadnym z punktów poboru próbek w stosunku do pozostałych nie stwierdzono występowania bardziej sprzyjających warunków do rozwoju mikroorganizmów. Liczba mikroorganizmów w przeliczeniu na gram suchej masy złoża wynosiła 5760–1 106 072 jtk/g. Wartość minimalna została zaobserwowana w maju dla punktu poboru nr 1 w filtrze 8, natomiast wartość maksymalna w lutym dla punktu poboru 5 w filtrze 7. Stężenie usuwanego z wody ogólnego węgla organicznego w procesie filtracji nie było zależne od czasu eksploatacji filtrów od ostatniego płukania ani od liczebności bakterii zasiedlających złoża filtracyjne.

Na rys. 8 przedstawiono ogólną liczbę bakterii psychrofilnych w wodzie nad złożem i odpływającej z filtrów 5, 6, 7 i 8. Stwierdzono, że dla wspomnianych filtrów nie zachodzi zależność między czasem eksploatacji od ostatniego płukania ani czasem całkowitej eksploatacji, a liczbą baterii występujących w wodzie nad złożem filtracyjnym i wodzie odpływającej z filtrów. Liczba bakterii psychrofilnych znajdujących się w wodzie nad złożem filtracyjnym w większości przypadków znacznie przewyższała liczbę bakterii w filtracie. Maksymalna liczba bakterii w wodzie znad złoża wyniosła 27 500 jtk/ml w lutym dla filtra 7, natomiast maksymalna liczba bakterii w filtracie wyniosła 2347 jtk/ml w marcu dla filtra 5.

W tab. 1 zestawiono wyniki przeprowadzonej diagnostyki biochemicznej. Potwierdziła ona obecność gatunków bakterii takich jak Pseudomonas fluorescens, Pseudomonas oleovorans, Acinetobacer lwoffi, Aeromonas salmonicida oraz Sphingomonas paucimobilis. Są to bakterie charakterystyczne dla złóż biologicznie aktywnych filtrów węglowych. Pseudomonas fluorescens to Gram-ujemne bakterie należące do rodzaju Pseudomonas. Występują one w środowisku wodnym oraz glebowym. Optimum dla ich rozwoju stanowią warunki tlenowe oraz temperatury rzędu 25-30°C.

Posiadając zdolność do rozkładu węglowodorów, mają znaczny wpływ na proces biodegradacji związków węgla obecnych w wodzie doprowadzanej na biologicznie aktywne filtry węglowe. Pseudomonas oleovorans to Gram-ujemne bakterie tlenowe. Optimum dla ich rozwoju stanowią tepmeratury rzędu 35°C. Zasiedlają one środowiska glebowe oraz wodne. Są to oportunistyczne patogeny mogące wywoływać zapalenie opon mózgowych oraz płuc. Acinetobacter lwoffi jest Gram-ujemną pałeczką należącą do rodzaju Acinetobacter. Optimum dla jej rozwoju stanowią warunki tlenowe. Bakteria ta stanowi normalną florę bakteryjną skóry i przełyku u około 25% osób zdrowych.

U osób z zaburzoną odpornością może stanowić źródło infekcji. Aeromonas salmonicida jest Gram-ujemnym pręcikiem występującym powszechnie w środowisku wodnym. Są to fakultatywne beztlenowce, które nie powodują infekcji u ludzi. Sphingomonas paucimobilis jest aerobową Gram-ujemną laseczką występującą w środowisku glebowym. Rzadko, u osób z obniżoną odpornością, może wywoływać niegroźne dla życia zakażenia.

Na rys. 9 przedstawiono aktywność mikrobiologiczną wody po wytrząsaniu próbek złoża z punktów poboru 1-5 dla filtrów 5, 6, 7 i 8. Największą aktywność mikrobiologiczną wykazywały próbki z filtra 6, osiągając wartość około 1,0 j.w./s dla punktu poboru 4. Aktywności mikrobiologiczne rejestrowane dla próbek pobranych ze złóż filtrów 5, 7 i 8 były do siebie zbliżone, a ich wartości wynosiły odpowiednio 0,351205-0,656775 j.w./s, 0,327720-0,567940 j.w./s oraz 0,363000-0,738545 j.w./s. Aktywności mikrobiologiczne uzyskane dla wody pochodzącej z wytrząsania próbek złoża znacznie przewyższały wartości odczytane dla próbek wody znad złoża filtracyjnego oraz filtratu.

Na rys. 10 przedstawiono aktywność mikrobiologiczną wody nad złożem filtracyjnym oraz filtratu dla filtrów 5, 6, 7 i 8. Aktywność mikrobiologiczna zmierzona dla wody znad złoża filtracyjnego znacznie (około dwukrotnie) przewyższała wartości mierzone dla filtratu. Aktywność mikrobiologiczna wody nad złożem filtracyjnym wynosiła 0,012610-0,146155 j.w./s, a filtratu 0,005675-0,010195 j.w./s. Aktywności mikrobiologiczne wody znad filtrów oraz filtratu dla wszystkich filtrów były porównywalne, za wyjątkiem wartości maksymalnej osiągniętej dla filtra 5.

4.            Wnioski

Filtry węglowe eksploatowane w skali technicznej na analizowanej Stacji Uzdatniania Wody w okresie prowadzonych badań były biologicznie aktywne. Świadczył o tym między innymi spadek stężenia ogólnego węgla organicznego oraz potwierdzona aktywność mikrobiologiczna.

Węgiel aktywny okazał się bardzo dobrym podłożem do rozwoju mikroorganizmów. W wyniku identyfikacji ustalono, że złoża filtracyjne filtrów eksploatowanych na SUW zasiedlają między innymi takie gatunki bakterii, jak: Pseudomonas fluorescens, Acinetobacter lwoffii, Aeromonas salmonicida. Są to bakterie, które często występują w złożach biologicznie aktywnych filtrów węglowych. Nie wyhodowano natomiast szczepów z rodziny Enterobacteriaceae, które mogą być niebezpieczne dla zdrowia konsumentów, szczególnie tych z obniżoną odpornością immunologiczną.

W analizowanym okresie w procesie filtracji przez biologicznie aktywne filtry węglowe usuwanych było 14–27% OWO. Skuteczność eliminacji materii organicznej w tym procesie nie zależała od liczebności bakterii zasiedlających górne partie złoża filtracyjnego, jak również od czasu, który upłynął od płukania.

Wprowadzenie do ciągu technologicznego SUW procesu ozonowania i filtracji przez biologicznie aktywne złoże węglowe pozwoliło na poprawę jakości wody oczyszczonej oraz znaczny spadek zużycia środka stosowanego do dezynfekcji.

5.            Literatura

[1] Gibert O., Lefevre B., Fernandez M., Bernat X., Paraira M., Calderer M., Martinez-Llado X. 2013: Characterizing biofilm development on granular activated carbon used for drinking water production. Water Research 47, 1101–1110.
[2] Holc D., Pruss A., Michałkiewicz M., Cybulski Z. 2016: Efektywność usuwania związków organicznych podczas oczyszczania wody w procesie filtracji przez biologicznie aktywny filtr węglowy z identyfikacją mikroorganizmów. (Effectiveness of Organic Compounds Removing During Water Treatment by Filtration Through a Biologically Active Carbon Filter with the Identification of Microorganisms) Rocznik Ochrona Środowiska 18 (2), 235–246.
[3] Holc D., Pruss A., Michałkiewicz M., Cybulski Z. 2016: Przyspieszenie wpracowania filtrów węglowych – doświadczenia z badań technologicznych w skali pilotowej. (Acceleration of carbon filters activation – experiments of pilot scale technological investigations) Międzynarodowa Konferencja Naukowo-Techniczna, Kudowa Zdrój, czerwiec 2016.
[4] Huber S., Balz A., Abert M., Pronk W. 2011: Characterization of aquatic humic and non-humic matter with size-exclusion chromatography – organic carbon detection – organic nitrogen detection (LC-OCD-OND). Water Research 45, 879–885.
[5] Kaarela O. E., Harkki H. A., Palmroth M. R. T., Tuhkanen T. A. 2015: Bacterial diversity and active biomass in full-scale granular activated carbon filters operated at low water temperatures. Environmental Technology 36 (6), 681–692.
[6] Kiedryńska L. 2004: Zasiedlanie granulowanych węgli aktywnych przez mikroorganizmy w procesie uzdatniania wody. (Water treatment involving granular active carbon filters: Problem of bacterial colonization) Ochrona Środowiska 26 (1), 39–42.
[7] Kołwzan B. 2011: Analiza zjawiska biofilmu – warunki jego powstawania i funkcjonowania. (Analysis of biofilms – their formation and functioning) Ochrona Środowiska 33 (4), 3–14.
[8] Laurent P., Prevost M., Cigana J., Niquette P., Servais P. 1999: Biodegradable organic matter removal in biological filters: evaluation of the Chabrol Model. Water Research 33, 1387–1398.
[9] Mołczan M. 2006: Podstawy modelowania matematycznego procesu adsorpcji-biodegradacji w biologicznie aktywnych złożach granulowanych węgli aktywnych. (Principles to mathematical modeling of the adsorption-biodegradation process in granular active carbon beds) Ochrona Środowiska 3, 9–14.
[10] Olesiak P., Stępniak L. 2014: Metody intensyfikacji procesu sorpcji w uzdatnianiu wody, Interdyscyplinarne zagadnienia w inżynierii i ochronie środowiska. Tom 4. (Methods of sorption intensification in water treatment) Praca zbiorowa pod red. Traczewskiej T. M., Kazimierczak B., Oficyna Wydawnicza Politechniki Wrocławskiej, Wrocław.
[11] Pruss A., Maciołek A., Lasocka-Gomuła I. 2009: Wpływ aktywności biologicznej złóż węglowych na skuteczność usuwania związków organicznych z wody. (Effect of the biological activity of carbon filter beds on organic matter removal from water) Ochrona Środowiska 4, 31–34.
[12] Pruss A., Pruss P. 2016: Próba wykorzystania pyłowego węgla aktywnego oraz selektywnego anionitu do zwiększenia skuteczności usuwania związków organicznych z wody po procesie koagulacji. (Effectiveness of Organic Compounds Removing During Water Treatment by Filtration Through a Biologically Active Carbon Filter with the Identification of Microorganisms) Ochrona Środowiska 38 (1), 25–28.
[13] Pruss, A. 2015: Selection of the Surface Water Treatment Technology – a Full Scale Technological Investigation. Water Science and Technology 71 (4), 638–644.
[14] Rosińska A., Rakocz K. 2013: Rola biodegradowalnej materii organicznej w procesie dezynfekcji wody. (The Role of the Biodegradable Organic Matter in the Water Disinfection) Inżynieria i Ochrona Środowiska 4, 511–521.
[15] Seredyńska-Sobecka B., Tomaszewska M., Janus M., Morawski A. 2006: Biological activation of carbon filters. Water Research 40, 355–363.
[16] Simpson D. 2008: Biofilm processess in biologically active carbon water purification. Water Research 42, 2839–2848.
[17] Szuster-Janiaczyk A. 2016: Ocena mikrobiologiczna osadów wodociągowych, na przykładzie wybranego Systemu Zaopatrzenia w Wodę. (The Microbiological Evaluation of Deposits Come from Water Network on the Example of Selected Water Supply System) Rocznik Ochrona Środowiska 18 (2), 815–827.
[18] Velten S., Boller M., Koster O., Helbing J., Weilenmann H., Hammes F. 2011: Development of biomass in a drinking water granular active carbon (GAC) filter. Water Research 45, 6347–6354.
[19] Włodyka-Bergier A., Bergier T. 2011: Wpływ jakości materii organicznej na potencjał tworzenia się lotnych organicznych produktów chlorowania wody. (The influence of organic matter quality on potential of volatile organic water chlorination products formation) Archives of Environmental Protection 37, 25–35.
[20] Włodyka-Bergier A., Bergier T., Kowalewski Z., Grygar M. 2016: Influence of modernization of disinfection method on drinking water microbial stability in Raba water distribution system in Krakow. Polish Journal of Environmental Studies 25, 96–99.
[21] Wolska M. 2014: Removal of precursors of chlorinated organic compounds in selected water treatment processes. Desalination and Water Treatment 52, 3938–3946.
[22] Zimoch I., Szostak A. 2006: Ocena pracy filtrów węglowych eksploatowanych w zakładzie produkcji wody Goczałkowice. (Estimation of carbon filters operation in Goczałkowice Water Treatment Plant) Węgiel aktywny w ochronie środowiska i przemyśle, 247–258.

mgr inż. Piotr Kołaski, mgr inż. Agnieszka Wysocka – Politechnika Poznańska, absolwenci

dr hab. inż. Alina Pruss, dr Michał Michałkiewicz

Politechnika Poznańska,Wydział Budownictwa i Inżynierii Środowiska,Instytut Inżynierii Środowiska

mgr inż. Iwona Lasocka-Gomuła – Aquanet S.A., Poznań

dr hab. n. med. Zefiryn Cybulski – Wielkopolskie Centrum Onkologii, Pracownia Mikrobiologii

Praca była prezentowana podczas I Konferencji Naukowo-Technicznej DEZWOD 2017: Dezynfekcja wody – zagrożenia, wyzwania, nowe technologie, Kraków, 21–22 września 2017 oraz została opublikowana w monografii Dezynfekcja wody: zagrożenia, wyzwania, nowe technologie, pod redakcją T. Bergiel, A. Włodyka-Bergiel, Wydawnictwo AGH, ISBN 978-83-7464-946-9 (http://home.agh.edu.pl/~dezwod/).

Źródło: Technologia Wody 5/2018