Nejnavštěvovanější odborný web
pro stavebnictví a technická zařízení budov

Možná rizika plynoucí z dezinfekce pitné vody

7.5.2012

Ing. Tomáš Kučera, Ph.D., Vysoké učení technické v Brně, Fakulta stavební, Ústav vodního hospodářství obcí, Bc. Josef Fuks

Recenzovaný

Článek se zabývá nejnovějšími poznatky uváděné v naší i zahraniční literatuře týkající se vzniku vedlejších produktů dezinfekce v souvislosti s použitím chloru, oxidu chloričitého, ozónu a UV záření jako dezinfekčních činidel.

Úvodem

K úpravě surové vody, která je odebírána z přírodního prostředí, na vodu pitnou je využívána celá řada chemických, fyzikálních i biologických procesů. Zpravidla posledním krokem její úpravy, který má zásadní význam na její kvalitu, je dezinfekce. Cílem dezinfekce je hygienické zabezpečení pitné vody, tzn. především usmrcení nebo alespoň inaktivace choroboplodných zárodků, jako jsou bakterie a viry, a také prevence před jejich výskytem v pitné vodě. Dezinfekce umožňuje úspěšně bojovat s výskytem některých přenosných nemocí, aplikace dezinfekčních prostředků může být do jisté míry i kontraproduktivní, co se týče kvality výsledného produktu – pitné vody. Reakcí dezinfekčního činidla v upravované vodě může vznikat široké spektrum vedlejších produktů (DBP, z angl. disinfection by-products). Tyto vedlejší produkty představují sice menší riziko než možné infekce plynoucí z neupravené vody, při jejich pravidelném a dlouhodobém užívání však může dojít k negativním účinkům na zdraví.

Dále jsou shrnuty nejnovější poznatky uváděné v naší i zahraniční literatuře týkající se vzniku vedlejších produktů dezinfekce v souvislosti s použitím chloru, oxidu chloričitého, ozónu a UV záření jako dezinfekčních činidel.

Vedlejší produkty chlorace

Chlor je nejstarší a nejčastěji používané činidlo sloužící k dezinfekci vody. Chlorace se tak v minulosti dostala do podvědomí většiny lidí jako synonymum bezpečně upravené vody a tento názor u široké laické veřejnosti převládá dodnes. Před několika desítkami let byly vedlejší produkty dezinfekce velkou neznámou. Zvrat nastal až v 70. letech, kdy byly poprvé identifikovány první vedlejší produkty chlorace vody. Od té doby byl učiněn velký pokrok v identifikaci nových vedlejších produktů chlorace. Mezi ty „nejvýznamnější“ patří jednoznačně trihalomethany (THM), nezanedbatelné jsou však také halogenoctové kyseliny (HAA), halogenacetonitrily (HAN), furanony (MX), chlorfenoly, furanony či chlorpirkin. Pokud je v upravované vodě přítomen brom, můžou vznikat také bromované vedlejší produkty.

Nejčastěji se vyskytujícím trihalomethanem je bezesporu trichlormethan (chloroform). Při přítomnosti i nepatrného množství bromidů v upravované vodě se vedle chloroformu mohou tvořit také bromdichlormethan, dibromchlormethan nebo tribrommethan. Vznik těchto nežádoucích látek je spojen s přítomností tzv. prekursorů v upravované vodě. Prekursory jsou látky schopné reagovat s chlorem za vzniku organohalogenů. Nejvýznamnějšími prekursory THM jsou makromolekulární organické látky vyskytující se zejména v povrchových vodách, což jsou především huminové látky, ale také řasy, sinice a jiné mikroorganismy. Při testech na zvířatech byly prokázány mutagenní a karcinogenní vlastnosti THM. Chloroform a ostatní THM mohou způsobovat rakovinu jater, ledvin, močového měchýře, tlustého střeva, konečníku a mají i negativní dopady na reprodukční funkce. Dřívější studie zkoumaly především jejich orální příjem, ale vzhledem k jejich velmi těkavé povaze je nebezpečný také jejich dermální a inhalační příjem, např. při sprchování nebo návštěvách plaveckých bazénů.

Halogenoctové kyseliny jsou organické látky odvozené od kyseliny octové, ve které je aspoň jeden vodík vázaný na uhlík nahrazen nějakým halogenem. HAA vznikají jako vedlejší produkt dezinfekce hlavně při chloraci, kdy chlor reaguje s organickými látkami, které se přirozeně vyskytují v surových vodách. Pokud upravovaná voda obsahuje bromidy, tak se mohou tvořit také bromované HAA. Při chloraci vody vznikají většinou jako vedlejší produkty hlavně trihalogenmethany, avšak koncentrace HAA mohou být často srovnatelné a v některých případech i větší než koncentrace THM. Dlouhodobá konzumace pitné vody s vysokým obsahem HAA může mít negativní vliv na reprodukci, způsobit vývojové vady a zvýšit riziko rakoviny.

Chlorfenoly jsou velmi zapáchající a chuťově postižitelné látky. Drtivá většina chlorfenolů pochází z antropogenní činnosti, a to zejména z průmyslu a zemědělství. Chlorfenoly vznikají ale také v přírodě nepřímo z fenolu při chloraci odpadních vod. Mono-, di- a trichlorfenoly mohou vznikat i při chloraci pitné vody s obsahem přirozených vysokomolekulárních organických látek. Zpravidla se jedná o tak páchnoucí látky, že jejich koncentrační limity pro pitnou vodu vychází ze senzorických hledisek.[1,2,3,4,5]

Proti tvorbě vedlejších produktů dezinfekce navrhla U.S. Environmental Protection Agency (EPA) opatření, které zahrnuje odstranění prekurzorů DBP (což je měřeno celkovým organickým uhlíkem TOC) použitím koagulace a změkčování. V Kalifornii byla proto vypracována studie, která zkoumala vzorky vod ze San Francisco Bay/Sacramento-San Joaguin River Delta, která je zdrojem vody pro 20 mil. obyvatel. Tyto vody jsou bohaté na bromidy a TOC pocházející převážně z odvodněných zemědělských ploch, které z velké části tvoří rašelinné půdy. Byl zkoumán vliv bromidu, TOC a poměru bromidu a TOC na tvorbu jednotlivých druhů DBP a jejich účinky na zdraví. Kromě toho bylo hlavním cílem této studie vytvořit model, který by zobrazoval tvorbu THM jako funkci TOC, koncentrace bromidů, dávky chloru a doby kontaktu. Bylo zjištěno, že koncentrace TOC a bromidu mají vliv na tvorbu DBP, ale druhovou rozmanitost DBP ovlivňuje poměr chloru a bromidu (stejně tak jako poměr bromidu a TOC). Na tvorbu jednotlivých druhů má vliv také teplota a reakční doba. Pokud není omezená koncentrace TOC, je HOBr těmito proměnnými ovlivňována méně. Protože se s rostoucí teplotou nebo rostoucí reakční dobou zvyšuje i požadavek na dávku chloru, snižuje se poměr Br^-/Cl^-, a tím i vliv bromu. Technologie, které sníží obsah prekurzorů (granulované aktivní uhlí (GAU), koagulace), způsobí snížení TOC, ale neodstraní bromidy. To vede k přesunu chlorovaných DBP na stranu bromovaných DBP. Při snížení obsahu prekursorů dochází k ochotnější reakci s HOBr, zatímco aktivita chlorové substituce je omezena. Z toho plyne, že při aplikaci GAU a koagulace je potřeba věnovat více pozornosti bromovaným vedlejším produktům a jejich účinkům na zdraví. [6]

V USA byla také vypracována studie, jejímž účelem bylo komplexně prozkoumat a zhodnotit vliv bromidových iontů na postupy potenciálu vzniku (FP) a simulaci vzniku v distribučním systému (SDS). Cílem bylo zejména dokázat předpovědět chování halogenové substituce na THM a HAA. Na základě dat shromážděných při těchto pokusech byly učiněny následující závěry:

Ve vzorcích se stejnou koncentrací rozpuštěného organického uhlíku (DOC) řídil bromovou substituci molární poměr počátečního [Br^-]/průměrného [Cl⁺].
Schopnost bromové substituce se zvyšuje s růstem molárního poměru počátečního [Br^-]/průměrného [Cl⁺], a to buď zvýšením čitatele, nebo snížením jmenovatele tohoto poměru. Avšak mechanismus, který vede k nárůstu bromové substituce, není v obou případech stejný.
Pokud se nemění molární poměr počátečního [Br^-]/průměrného [Cl⁺], nemá velikost koncentrace bromidového iontu ani průměrná dávka volného aktivního chloru (FAC) tendenci celkově ovlivňovat substituci bromu.
HOBr dokáže napadat více míst na prekursorech než HOCl, reaguje s nimi rychleji a během oxidace bromidového iontu její koncentrace na úkor koncentrace HOCl roste. Příčiny změny inkorporace bromu za různých okolností jsou výsledkem těchto reakcí; platí tedy, že vyšší molární poměr počátečního [Br^-]/průměrného [Cl⁺] způsobuje vyšší inkorporaci bromu.
Vedle vlivu molárního poměr počátečního [Br^-]/průměrného [Cl⁺], kdy mají vzorky různé koncentrace DOC, ovlivňuje bromovou substituci také poměr koncentrací bromidových iontů a DOC. [7]

V centrální vodovodní síti New Yersey byla během jednoho roku pozorována koncentrace DBP. Voda byla dezinfikována chloraminací, přičemž doba zdržení v síti byla od 0 do 3 dní. S rostoucí dobou zdržení rostla koncentrace THM, koncentrace HAA a HAN však klesala. Změny koncentrace byly v letních měsících znatelnější než v zimních. I jiné práce potvrzují nárůst THM v letních měsících oproti zimním. V Anglii byl vliv zdržení vody v síti na tvorbu DBP sledován několik let, přičemž vyšlo najevo, že při zvětšení vzdálenosti od úpravny vody došlo k 40 až 60% nárůstu koncentrace THM. Koch et al. uvádí v práci Predicting the Formation of DBPs by the Simulated Distribution System, že byly pozorovány změny koncentrace DBP v modelové vodovodní síti, přičemž byla teplota, dávka chloru a čas inkubace přizpůsobeny podmínkám v úpravně vody. Během tří dnů zdržení vody v systému byl kompletně spotřebovaný volný zbytkový chlor. Koncentrace THM a HAA stoupaly, zatímco koncentrace HAN nejprve stoupaly a poté klesaly. Zjednodušeně lze tedy říci, že s nárůstem doby zdržení vody ve vodovodní síti se zvyšuje koncentrace THM. [8]

Působením dezinfekčních prostředků na organické látky, které jsou obsaženy v sedimentech, mohou vznikat různé DBP. To vedlo k vypracování studie zaměřené na posouzení vlivu aktivního chloru a chloraminu na vznik chloroformu a obsah zbytkového dezinfekčního činidla. K experimentům byly použity kalové depozice odebrané z dálkového přivaděče pitné vody Jihočeské vodárenské soustavy řadu Bukovec – Domoradice. Pokusy byly realizovány jak v suspenzi, tak ve filtrovaných vzorcích. Tyto testy prokázaly, že částice, které se uvolní do vody v distribuční síti ze sedimentů, mohou podporovat tvorbu THM. Použitím chloraminace místo chlorace lze tvorbu THM výrazně omezit. Tato práce však nebrala v úvahu mikrobiologickou kvalitu vody po chloraci a chloraminaci. Tvorba DBP tedy závisí na koncentraci resuspendovaných částic ve vodě, koncentraci a druhu dezinfekčního činidla a kontaktní době částic s tímto činidlem. [9]

Vedlejší produkty dezinfekce oxidem chloričitým

Oxidací přirozených organických látek oxidem chloričitým nedochází na rozdíl od chlorace ke vzniku halogenových vedlejších produktů, jako jsou trihalogenmethany nebo halogenoctové kyseliny (chloroformy, které vznikají při dezinfekci ClO₂, tvoří asi 1/30 z chloroformů vznikajících při použití Cl₂). Navzdory nespočetným výhodám představuje oxid chloričitý pro lidské zdraví také potenciální riziko v podobě anorganických vedlejších produktů chloritanů (ClO₂^-) a chlorečnanů (ClO₃^-). Při styku ClO₂ s vodou mohou vznikat chloridy a chloritany. Při nesprávné výrobě ClO₂ a nebo zčásti reakcí chloritanů s volným chlorem vznikají také chlorečnany. Množství chloritanů vznikajících při dezinfekci oxidem chloričitým dosahuje běžně kolem 60 % a jejich koncentrace není ovlivněná množstvím prekurzorů v upravované vodě. Obsah chlorečnanů se v průměru pohybuje kolem 7-8 % dávky ClO₂. Dlouhodobá expozice chloritanů je spjata s poruchami hemolytického systému. Nízké dávky ClO₂^- mohou způsobovat hemolytickou anemii či poškození buněčných membrán červených krvinek. Vyšší dávky mohou přispět k methemoglobinemii. Některé testy poukazují také na předčasné porody žen žijících v oblastech s vysokými koncentracemi chloritanů. [1,8,10,11]

Na Ústavu technologie vody a prostředí Vysoké školy chemicko-technologické v Praze byly provedeny pokusy, jejichž cílem bylo zjistit koncentraci chloritanů a chlorečnanů po okyselení/alkalizaci roztoku oxidu chloričitého. Při pH 4 – 10 nebyla koncentrace ClO₂ téměř ovlivněna. Koncentrace ClO₂ klesala při postupném zvyšování pH v rozmezí 2 až 12, přičemž k patrným změnám docházelo hlavně v silně kyselém a zásaditém prostředí. Koncentrace chloritanů se chovala přímo naopak oproti ClO₂. Koncentrace chlorečnanů při změnách pH jen kolísala, a proto není vliv pH zcela jasný. Při pH 6 byl nižší obsah chloritanů a vyšší obsah oxidu chloričitého a částečně i chlorečnanů, což znamenalo zachování mírně stoupajícího trendu součtu molárních koncentrací oxohalidových iontů. Roztok ClO₂ byl probubláván proudem dusíku. S rostoucí dobou probublávání se snižovala koncentrace oxidu chloričitého. Klesala také koncentrace chloritanů, což bylo pravděpodobně způsobeno utvářením stále nové rovnováhy. Doba probublávání neměla žádný vliv na koncentraci chlorečnanů, která jen mírně kolísala. Suma molárních koncentrací chloritanů, chlorečnanů a oxidu chloričitého měla vlivem probublávání klesající trend. [12]

Na Slovensku byl zkoumán vliv způsobu výroby ClO₂ na jeho stabilitu ve vodě. Byly hodnoceny dva roztoky, přičemž byl každý připraven jiným způsobem výroby oxidu chloričitého: kyselino – chloritanovým procesem (NaClO₂ + HCl) a chlor – chloritanovým procesem (NaClO₂ + Cl₂). Oba vzorky byly uloženy ve tmě při teplotě 7 ºC. Za těchto podmínek byly roztoky ClO₂ stabilní a i po 43 dnech byly jejich koncentrace bez výraznější změny. Poté byly roztoky sledovány za přístupu světla. Vliv světla na stabilitu ClO₂ byl výrazný, ale způsob výroby ji nijak neovlivňoval. U obou roztoků byla také pozorována tvorba chloritanů. Zatímco koncentrace chloritanů při použití oxidu chloričitého vyrobeného z NaClO₂ a HCl nepřekročila po celou dobu pokusu hodnotu 0,05 mg/l, koncentrace chloritanů se při použití oxidu chloričitého vyrobeného z NaClO₂ a Cl₂ pohybovala v rozmezí 0,17 – 0,22 mg/l. Z čehož vyplývá, že způsob výroby oxidu chloričitého nemá vliv na jeho stabilitu, ale ovlivňuje tvorbu chloritanů. Při použití ClO₂ vyrobeného z NaClO₂ a HCl na úpravu reálné vody vznikaly nižší koncentrace chloritanů než při aplikaci ClO₂ vyrobeného z NaClO₂ a Cl₂. [13]

V USA by hodnocen vznik oxochlorových sloučenin při úpravě vody oxidem chloričitým. Při laboratorních experimentech byly posuzovány reakce ClO₂ a ClO₂^- s chlorem, ozonem, aktivním uhlím a UV zářením. Jestliže je ClO₂ používán k předoxidaci, vznikají chloritany (0,6 až 0,7 mg ClO₂^- na 1 mg spotřebovaného ClO₂) a koncentrace zbytkového ClO₂ může být snížena pomocí aktivního uhlí na chloridy nebo ozonizací na chlorečnany. Optimální bod, ve kterém by mělo být použito aktivní uhlí při použití ozonizace, by měl brát v potaz požadavky a podmínky konkrétní úpravny vody. Filtrace pomocí granulovaného uhlí, která následuje bezprostředně po čirění, umožňuje úplné odstranění zbytkového ClO₂ a ClO₂^- a následná ozonizace již nevede k tvorbě ClO₃^-. Jestliže je úprava ozonem umístěna před GAU, což je praktikováno v mnoha zařízeních na úpravu pitné vody, tak kombinace O₃ a GAU sice zlepšuje kvalitu koncové vody, ale vznikají při tom chlorečnany. Vysoká koncentrace chlorečnanů byla také zjištěna na výstupu z generátoru ClO₂ (0,3 mg ClO₃^- na 1 mg ClO₂). V případě zařízení, ve kterých po dezinfekci ozonem následuje dezinfekce oxidem chloričitým, musí být bod vstřiku ClO₂ vzdálen od reaktoru s ozonem tak, aby ozon cestou vyprchal a aby nedošlo k jakékoli reakci ClO₂ se zbytkovým ozonem. [14]

Vedlejší produkty ozonizace

Již několik let je známo, že ozonizace přírodních vod produkuje polární organické sloučeniny, jako jsou aldehydy a karboxylové sloučeniny, pravděpodobně z oxidačního rozpadu přírodních organických sloučenin s vysokou molární hmotností, což jsou zejména huminové a fulvinové kyseliny. První výzkumy odhalily přítomnost několika přímých řetězců aldehydů, konkrétně butanalu, pentanalu a heptanalu. Pozdější experimenty ukázaly, že ozonizací vznikají i aldehydy s nižší molární hmotností - formaldehyd, acetaldehyd, dialdehyd glyoxal, ketoaldehyd methylglyoxal. Přesný původ těchto vedlejších produktů není znám, ale předpokládá se, že se tvoří připojením ozonu na nenasycenou boční část postranních řetězců nebo aromatickou funkční skupinu přírodní organické látky s rozmanitou strukturou stavebních agregátů. Hlavní obavy z těchto polárních vedlejších produktů pramení z jejich vysokého stupně biologické rozložitelnosti ve srovnání s jejich prekursory. Vysoká hladina těchto látek v distribučním systému může podporovat obnovu mikrobiálního růstu, což by mohlo vést k provozním problémům, popřípadě vystavit spotřebitele onemocnění zažívacího ústrojí.

Ozon působící v přírodních vodách je zodpovědný také za krátkodobou existenci peroxidů včetně peroxidu vodíku. Peroxid vodíku vzniká jako meziprodukt ozonizace. Při ozonizaci se mohou také formovat organické epoxidy, alkylační činidla, která byla v mnoha případech identifikována jako genotoxické a karcinogenní látky.

Při ozonizaci vod obsahujících bromidové ionty se mohou tvořit bromované vedlejší produkty. To je značně znepokojující, protože mnohé zásoby pitné vody obsahují poměrně vysoké koncentrace přirozeně se vyskytujících bromidů. Bromid se může oxidovat buď na bromičnanový iont (BrO₃^-) nebo na kyselinu bromnou (HBrO). Později mohou reagovat s přírodními organickými látkami (NOM) za vzniku bromoformu, kyseliny bromové nebo bromoacetonitrilu. Kurokawa et al. prokázal při pokusech na zvířatech karcinogenní účinky bromičnanu, z čehož vyplynula potřeba regulace této sloučeniny v pitné vodě. Diskuze o regulačních standardech pro bromičnany v pitné vodě se řídí třemi základními faktory: toxicita bromičnanu, detekční limit v přírodní vodě, dezinfekční bezpečnostní kritéria. [15]

Na odstranění bromičnanů z pitné vody byly v USA provedeny studie, které zahrnovaly experimentální i analytické metody. Zkoumaná voda byla odebrána z těchto zdrojů: California State Project Water (SPW), Contra Costa Water (CCSW), Colorado River (CRW), Silver Lake Water (SLW) a Milli-Q water. Tyto pokusy hodnotily použití ozonu na různých místech technologické linky na úpravu pitné vody. Hodnoceny byly tyto aplikace: redukce dvojmocného železa (Fe²⁺), použití granulovaného aktivního uhlí (GAU) a ultrafialové záření. Bylo dosaženo následujících zjištění:

Ve všech zkoumaných procesech byl po dokončení úpravy vody nalezen Br^- (více než 90% regenerovaného Br^- bylo ve spojení s BrO₃^-), což naznačuje dominanci chemické redukce nad adsorpcí.
Přítomnost rozpuštěného organického uhlíku měla významný vliv na snížení BrO₃^- při použití UV záření, GAU a Fe²⁺. Změna pH silně ovlivnila redukci BrO₃^- při působení Fe²⁺ a aktivního uhlí, ale její vliv při UV záření byl nevýznamný.
Chemické snížení BrO₃^- na Br^- je možné použitím dvojmocného železa (Fe²⁺) jako redukčního činidla. Reakcí s BrO₃^- a kyslíkem disociovaným v ozonizované vodě se Fe²⁺ oxiduje na Fe³⁺, které může plnit funkci koagulantu prekursorů DBP.
Použitím GAU došlo k téměř úplnému odstranění BrO₃^-. Průnik BrO₃^- byl však mnohem pomalejší než průnik disociovaného kyslíku, což naznačuje, že GAU může být ekonomicky výhodně použít hlavně ve vodách chudých na rozpuštěné látky.
Pomocí UV záření lze také snížit BrO₃^-, ale pro tento účel nebyly jeho provozní náklady dostatečně hodnoceny. [16]

Rizika spojená s UV zářením

Při aplikaci UV záření může docházet k reaktivaci choroboplodných mikroorganismů, což je proces obnovy buněk poškozených UV zářením. Může probíhat za účasti viditelného světla nebo za tmy. Pomocí působení enzymů probíhá fotoreaktivace a za účasti bílkovin přítomných v mikroorganismech bez přítomnosti světla probíhá reaktivace. Reaktivace poškozených buněk není u všech mikroorganismů stejná. Některé nejsou reparace schopny (např. Bacillus subtilis, Haemophilus influenza, Diplococcus pneumoniae atd.), jiné se naopak reparovat dokážou (řada enterobakterií, streptokoků, mikrokoků, sacharomycet, plísní atd.). Průběh a rozsah reaktivace je značně závislý na různých faktorech, jako jsou světlo, teplota, pH, přítomnost organických látek, obsah enzymů a typ mikroorganismů.

Opětovnému růstu mikroorganismů, ke kterému dochází mezi úpravnou vody a uživatelem, lze předcházet dodržováním určitých provozních zásad v rozvodné síti pitné vody. Mezi nejdůležitější patří udržování přetlaku v síti, alespoň jedenkrát až dvakrát ročně zavedení průplachu sítě, občasná šoková dávka chloru, pravidelná údržba sítě, udržování nízké teploty přepravované vody, zamezení kontaktu se světlem, zkrácení cesty dopravované pitné vody mezi úpravnou a odběratelem a používání středotlakých polychromatických lamp s velkým výkonem, které na rozdíl od nízkotlakých monochromatických UV lamp poškozují nejen DNA, ale také enzymy a buněčné bílkoviny, čímž se vylučuje možnost reaktivace mikroorganismů.

Při určitých vlnových délkách a vhodných okolních podmínkách mohou při dezinfekci UV zářením vznikat dusitany, popřípadě formaldehyd. [17]

Závěr

Ze závěrů nejen výše citovaných výsledků výzkumů vyplývá, že riziko vzniku riziko vedlejších produktů dezinfekce lze snížit několika způsoby:

Změnit způsob dezinfekce nebo stávající dezinfekci kombinovat s dalšími procesy (např. použít místo chlorace oxid chloričitý nebo chloraminaci).
Stávající dezinfekci kombinovat s jinými způsoby dezinfekce nebo úpravárenskými procesy (např. chloraci doplnit ozonizací nebo UV zářením).
Změnit rozmístění technologické linky (např. chlor určený k oxidaci nahradit ozonem).
Před vlastní dezinfekcí odstranit většinu organických látek (prekursory), které přispívají ke vzniku vedlejších produktů (např. použitím GAU, sedimentací nebo filtraci lze omezit vznik karbonylových sloučenin a THM).
Odstranit již vzniklé vedlejší produkty dezinfekce (např. THM lze omezeně odstranit stripováním vzduchem, GAU, membránovými technologiemi).

Pro hygienické zabezpečení vody by měl být vybrán takový způsob dezinfekce, při kterém bude na jedné straně posílena či alespoň zachována mikrobiální bezpečnost a na druhé straně bude minimalizováno riziko vzniku vedlejších produktů dezinfekce. Pro tuto volbu nelze použít univerzální vzorec, který by obecně platil pro všechny úpravny vody. Vždy je třeba brát v potaz technologii úpravy dané úpravny, vlastnosti upravované vody, dobu zdržení vody v distribučním systému, zabezpečení zdroje a mnoho dalších proměnných. Za určitých podmínek je lepší se z hlediska tvorby vedlejších produktů danému způsobu dezinfekce vyhnout. Podmínky a látky, jejichž přítomnost v dezinfikované vodě značně zvyšuje riziko vzniku vedlejších produktů, jsou zobrazeny v tabulce 1.

Tabulka 1 Přehled vedlejších produktů dezinfekce
způsob dezinfekce	vedlejší produkty
způsob dezinfekce	příznivé podmínky v upravované vodě pro vznik vedlejších produktů	hlavní vedlejší produkty
Plynný chlor	přítomnost makromolekulárních organických látek	trihalomethany	trichlormethan
	přítomnost makromolekulárních organických látek a bromidů		bromdichlormethan
			dibromchlormethan
			tribrommethan
	přítomnost makromolekulárních organických látek	halogeooctové kyseliny	kyselina chloroctová
			kyselina dichloroctová
			kyselina trichloroctová
	přítomnost makromolekulárních organických látek a bromidů		kyselina bromoctová
	přítomnost makromolekulárních organických látek a bromidů		kyselina dibromoctová
	přítomnost fenolických sloučenin	chlorfenoly
	přítomnost amonných iontů	chloraminy
oxid chloričitý	předávkování ClO₂	chloritany
oxid chloričitý	předávkování ClO₂	chlorečnany
ozon	přítomnost makromolekulárních organických látek	karboxylové sloučeniny
		aldehydy	butanal
			pentanal
			heptanal
			formaldehyd
			acetaldehyd
			dialdehyd glyoxal
			ketoaldehyd methylglyoxal
	meziprodukt	peroxidy a epoxidy
	přítomnost bromidů	bromované vedlejší produkty	bromičnany
	přítomnost bromidů a přírodních organických látek		bromoform
			kyselina bromová
			bromoacetonitril
UV záření	specifické podmínky	dusitany
UV záření	přítomnost huminových látek	formaldehyd

Literatura

[1] JANDA V. Dezinfekce pitné vody a její vedlejší produkty. Sborník konference Pitná voda 2004. 1. vyd. České Budějovice: W&ET Team, 2004., s. 81-88. ISBN 80-239-2936-4.
[2] ČEŘOVSKÁ L., KOŽÍŠEK F. Současný stav vědomostí o zdravotních rizicích vedlejších produktů chlorace pitné vody. Sborník konference Pitná voda 2004. 1. vyd. České Budějovice: W&ET Team, 2004, s. 203-208. ISBN 80-239-2936-4.
[3] OXENFORD J. Disinfection By-Products in Water Treatment : The chemistry of Their Formation and Control. Boca Raton: CRC Lewis, 1996. Disinfection By-Products: Current Practices and Future Directions, s. 3-16. ISBN 1-56670-136-8.
[4] POMYKAČOVÁ I., et al. Halogenoctové kyseliny v pitné vodě v České republice. Vodní hospodářství. 2009, 59, 2, s. 40-42.
[5] VLKOVÁ L., CÍRKVA V. Chlorované fenoly a způsob jejich degradace. Chem. Listy [online]. 2005, 99, [cit. 2011-03-21]. Dostupný z WWW: <http://home.icpf.cas.cz/cirkva/publications/CHL-2005-99-125.pdf>.
[6] KRASNER S. W., et al. Disinfection By-Products in Water Treatment: The chemistry of Their Formation and Control. Boca Raton : CRC Lewis, 1996. The Impact of TOC and Bromide on Chlorination By-Product Formation, s. 59-90. ISBN 1-56670-136-8.
[7] SYMONS J., et al. Disinfection By-Products in Water Treatment : The chemistry of Their Formation and Control. Boca Raton : CRC Lewis, 1996. Influence of Bromide Ion on Trihalomethane and Haloacetic Acid Formation, s. 91-130. ISBN 1-56670-136-8.
[8] ILAWSKÝ J., TÓTHOVÁ K. Sborník konference Pitná voda 1999. 1. vyd. České Budějovice : W&ET Team, 1999. Chlórované uhlovodíky v rozvodnej sieti, s. 229-234. ISBN 80-238-4159-9.
[9] GRÜNWALD A., et al. Sborník konference Pitná voda 2008. 1. vyd. České Budějovice : W&ET Team, 2008. Vliv sedimentů v distribuční síti pitné vody na tvorbu THM, s. 355-360. ISBN 978-80-254-2034-8.
[10] GAJDOŠ Ľ., et al. Aplikácia oxidu chloričitého ako dezinfekčního činidla na úpravu vody. Chem. Listy [online]. 2007, 101, [cit. 2011-03-21]. Dostupný z WWW: <http://www.chemicke-listy.cz/docs/full/2007_06_480-485.pdf>.
[11] DOLEJŠ P., et al. Sborník konference Pitná voda 2006. 1. vyd. České budějovice : W&ET Team, 2006. Rozklad oxidu chloričitého v upravené vodě, s. 101-106. ISBN 80-239-7113-1.
[12] ROUSOVÁ D., JANDA V. Sborník konference Pitná voda 2004. 1. vyd. České Budějovice : W&ET Team, 2004. Závislost složení roztoku oxidu chloričitého na pH, s. 391-394. ISBN 80-239-2936-4.
[13] GAJDOŠ Ľ., MUNKA K., KARÁCSONYOVÁ M. Hodnotenie vplyvu spösobu prípravy oxidu chloričitého na jeho stabilitu vo vodě. Vodní hospodářství. 2008, 58, 1, s. 4-7.
[14] KARPEL VEL LEITNER N., et al. Disinfection By-Products in Water Treatment : The chemistry of Their Formation and Control. Boca Raton : CRC Lewis, 1996. The Use of ClO₂ in Drinking Water Treatment: Formation and Control of Inorganic By-Products (ClO₂^-, ClO₃^-), s. 393-407. ISBN 1-56670-136-8.
[15] WEINBERG H., GLAZE W. Disinfection By-Products in Water Treatment : The chemistry of Their Formation and Control. Boca Raton : CRC Lewis, 1996. An Over of Ozonation Disinfection By-Products, s. 165-186. ISBN 1-56670-136-8.
[16] SIDDIQUI M., et al. Disinfection By-Products in Water Treatment : The chemistry of Their Formation and Control. Boca Raton : CRC Lewis, 1996. Removal of Bromate after Ozonation during Drinking Water Treatment, s. 207-234. ISBN 1-56670-136-8.
[17] KOPECKÝ J. Dezinfekce UV-zářením - technologie pro úpravu pitných vod. Vodní hospodářství. 2003, 53, 8, s. 233-235.
[3] Predicting the Formation of DBPs by the Simulated Distribution System Jour od autora B. Kocha

Poděkování

Příspěvek byl zpracován za finanční podpory Grantové agentury VUT v Brně v rámci řešení grantového projektu specifického výzkum FAST-S-11-24 1224.

English Synopsis

Potential risks associated with disinfection of drinking water

The article discusses the latest findings on the genesis of disinfection by-products in connection with the use of chlorine, chlorine dioxide, ozone and UV radiation as a disinfectant.