Zdroje napájení vodních prvků památek zahradního umění a mikropolutanty v povrchových vodách

Autoři: prof. Ing. Blahoslav Maršálek, CSc., Ing. Klára Odehnalová, Ph.D., Ing. Eliška Maršálková, Ph.D., RNDr. Štěpán Zezulka, Ph.D.,

Botanický ústav AVČR, v.v.i., oddělení experimentální fykologie a ekotoxikologie, Lidická 25, 602 00 Brno

Poděkování: Tato práce vznikla v rámci projektu NAKI III DH23P03OVV063 Autonomní systémy pokročilých a přírodě blízkých opatření pro režim péče a zlepšení kvality vody v památkách zahradního umění

Voda přitékající do památek zahradního umění (PAZU) není většinou ideálně chemicky ani biologicky čistá a svým složením je podstatně jiná, než byla v době projekce a realizace zámeckých zahrad, kdy neexistovaly pesticidy, farmaka ani průmyslová hnojiva.

Zdroje vody prvků PAZU mohou být povrchové, komunální a podpovrchové, z vrtů a studen. Tyto vody jsou vždy směsí látek, které se do nich dostávají z okolí, ať už přirozeně, např. vyluhováním z hornin v podloží toku, nebo kontaminací, např. odpadními vodami z urbanizovaných ploch a území. Dostatek minerálních živin a přítomnost organického znečištění pak umožňuje i rozvoj společenstev bakterioplanktonu, či fytoplanktonu, které snižují kvalitu a estetickou hodnotu vody v PAZU. Zdrojem mechanických a přírodně organických nečistot (pyl, listy, jehličí, plody) bývá často doprovodná zeleň, ta ale tvoří přírodní typ znečištění, který umí příroda většinou samočistícími procesy odstranit. Pro zachování estetické hodnoty vody v PAZU potřebujeme kvalitní vodu, a proto je vhodné řešit složení vody hned na přítoku do těchto areálů. Ošetření vody hned na vstupu do PAZU je proto vhodným metodickým postupem, jak snížit chemické anebo biologické znečištění (Janál et al. 2016). Cílem je snížit obsah nežádoucích látek v přitékající vodě, ať už se jedná o živiny (fosfor, dusík), toxické kovy nebo organické znečištění, a tím i omezit rozvoj nežádoucích mikrobiálních společenstev (bakterií, fytoplanktonu, fytobentosu), která by mohla znehodnotit estetickou, nebo v krajním případě i funkční, stránku PAZU. Jako praktické, technicky a ekonomicky reálné řešení byla vybrána metoda elektrokoagulace, která je schopna snížit koncentrace fosforu pod limity, které jsou potřeba pro masový rozvoji sinic nebo fytoplanktonu. ve vodě.

Kvalita vody je zásadní pro zdraví všech živých organismů na světě. Se stále rostoucí světovou populací je spojená také potřeba rostoucí výroby, urbanizace a chemizace zemědělství. Všechny tyto činnosti kontinuálně znečišťují již tak ohrožené zdroje vody. Velmi náchylné ke znečištění způsobenému lidskou činností jsou zejména povrchové vody. Staly se totiž nejčastějšími místy vypouštění vod odpadních. Den za dnem jsou ve vodních útvarech zjišťovány nové molekuly, jako jsou pesticidy, barviva a farmaceutické přípravky. Řada studií v posledních desetiletích dokládá, že kontaminace vodního prostředí antropogenními organickými látkami a jejich metabolity je téměř všudypřítomná (Rathi, Kumar and Vo 2021, Kaplan 2013, Petrie et al. 2016, Postigo and Barcelo 2015, Mule, Doltade and Pandit 2021, Petrie, Barden and Kasprzyk-Hordern 2015, Chow et al. 2020). Pouze 38 % sledovaných jezer, řek a dalších povrchových vodních útvarů v rámci EU je v dobrém chemickém stavu, tzn., že koncentrace znečišťujících látek nepřekračují normy environmentální kvality platné v celé EU (EEA 2018). V povrchových vodách nalézáme látky používané v každodenním životě pro zvýšení životního komfortu, jako jsou léčiva (Danner et al. 2019, Bailey et al. 2015, Wronski and Brooks 2023, Davey et al. 2022) a produkty osobní péče (Pedrouzo et al. 2011, Cizmas et al. 2015), látky pro zvýšení výnosů v zemědělství, např. pesticidy (Sjerps et al. 2019, de Souza et al. 2020), a dále látky, které se používají v různých technologických procesech, např. hydraulické a chladicí kapaliny (Han et al. 2020, Sotoudeh et al. 2022) nebo látky, které jsou součástí nových materiálů (Haarstad, Bavor and Maehlum 2012, Fromme et al. 2002, Kunacheva et al. 2012).

Obsah většiny organických a minerálních látek v povrchových vodách je nízký (řádově ng/l až µg/l), proto je označujeme jako tzv. mikropolutanty, jejich dopad na ekosystém je však nezpochybnitelný. Jelikož se v přírodě přirozeně nenacházejí, jejich biologická degradace je často velice problematická. Navíc většina mikropolutantů patří mezi biologicky aktivní sloučeniny, což znamená, že narušují rovnováhu ekosystému a jeho biodiverzitu. Řada z nich narušuje přirozený endokrinní systém příjemců, proto takovéto sloučeniny získaly označení endokrinní disruptory. Protože se jedná o látky, které jsou používány každodenně, jejich přísun do prostředí je v podstatě kontinuální a dochází k tzv. pseudoperzistenci a kumulaci mikropolutantů v prostředí (i v jeho biotě) a ty se pak potravním řetězcem dostávají zpět k lidem (Rathi et al. 2021, Brodin et al. 2014, Carter et al. 2018, McKnight et al. 2015, la Farre et al. 2008, Norman et al. 2020).

Do vodního prostředí se mikropolutanty dostávají několika cestami, včetně odpadních vod z komunálních a průmyslových čistíren odpadních vod (ČOV), přepadů kanalizace (odlehčovacích komor), zemědělské a farmářské činnosti, průmyslu, ilegálních skládek odpadu atd. (Petrie et al. 2015, Hermes et al. 2018, Archer et al. 2017, Krzeminski et al. 2019). Ke kontaminaci může docházet buď přímo, kdy jsou látky do vodních toků vpouštěny např. z čistíren odpadních vod, které je nejsou schopny odstranit, nebo nepřímo, např. vyplavováním z půdy do podzemních vod a z nich poté do různých vodních toků (Singh et al. 2020).

Obr. 1: Polutanty v povrchových vodách a jejich zdroje

Těžké kovy

Těžké kovy patří k velmi známým a globálně sledovaným polutantům v životním prostředí. Ve stopových koncentracích se v přírodě vyskytují přirozeně. Mezi hlavní antropogenní zdroje těžkých kovů patří odpadní vody z těžby a zpracování rud, metalurgického průmyslu a také z textilního a kožedělného průmyslu (Chowdhury et al. 2016, Islam et al. 2015). Jsou považovány za systémové toxikanty, které mohou vést k poškození mnoha orgánů. Dlouhodobá expozice těžkým kovům způsobuje trvalé poruchy intelektu a vývoje, problémy s chováním, ztrátu sluchu, problémy s učením a pozorností a poruchy zrakových a motorických funkcí. Vykazují také teratogenní a karcinogenní účinky (Tchounwou et al. 2012). Kovy, které se v povrchové vodě vyskytují nejčastěji a představují největší nebezpečí z hlediska toxicity představuje rtuť, olovo, kadmium, nikl a arzen. Sledují se však i chrom, selen, měď, zinek, železo a mangan.

Léčiva

Ze skupiny léčiv jsou za nejproblematičtější považována antibiotika, nesteroidní antiflogistika, kardiovaskulární léčiva, antidepresiva a antipsychotika (Kar, Roy and Leszczynski 2018). Vedle původních léčiv se ve vodách vyskytují také jejich metabolity, které mohou mít stejnou a někdy dokonce vyšší biologickou aktivitu. Antibiotika nepříznivě ovlivňují mikroorganismy v kanalizační síti a biologické části čistírny, čímž výrazně snižují efektivitu rozkladu organických látek. Některá antibiotika také ovlivňují procesy jako transkripce a translace u rostlin a metabolické dráhy, jako je biosyntéza mastných kyselin a replikace chloroplastů (Brain et al. 2004). Na celém světě se ročně spotřebuje více než 100 000 tun antibiotik. Jejich všudypřítomnost často v dávkách, které jsou pro mikroorganismy subletální, je spojována se vznikem bakteriální rezistence (Danner et al. 2019). V přítocích na ČOV se jejich koncentrace pohybují kolem jednotek až desítek μg/l (Ye, Weinberg and Meyer 2007).

Nesteroidní antiflogistika (NSAID) jsou léčiva používající se k systémové i lokální léčbě bolesti a zánětu. Kvantitativně se nejvíce v povrchových vodách vyskytují paracetamol, diklofenak a ibuprofen a jejich zjištěné koncentrace se pohybují v rozmezí desetin až desítek μg/l (Moder et al. 2007). V literatuře je popsán jejich negativní vliv na vodní i suchozemské živočichy (He et al. 2017).

Kardiovaskulární choroby patří mezi hlavní příčiny úmrtí na celém světě, tak není překvapením, že antihypertenziva a antiarytmika společně s léčivy na snížení hladiny tuků v krvi patří mezi top 200 nejpředepisovanějších léčiv vůbec (WHO 2018). Dominantními léčivy této skupiny v povrchových vodách jsou furosemid, hydrochlorothiazid, olmesartan, telmisartan a atenolol. U vodních organismů dochází jejich vlivem ke snížení plodnosti, fyziologickým, behaviorálním a morfologickým změnám, k hormonální nerovnováze, k biochemickým změnám či změnám transkripce markerových genů (Zhang, Zhao and Fent 2020).

Poslední významnou skupinu farmak tvoří antidepresiva. Antidepresiva působí na centrální nervový systém obratlovců, u nichž mohou vést k letargii, potlačení pudu sebezáchovy nebo naopak agresivitě, a tedy (v každém případě) ke zvýšené šanci stát se obětí predátora. Antidepresiva mohou procházet placentou a mají potenciál zasahovat do embryonálního vývoje mozku, což je spojované s některými neurologickými poruchami (Kaushik and Thomas 2019, Moreira et al. 2022). Čistírny odpadních vod jsou v případě antidepresiv velmi málo účinné. Na přítocích stejně tak odtocích z ČOV jsou koncentrace ve stovkách ng/l. V desítkách i stovkách ng/l byla stanovena tato léčiva v povrchových vodách v různých částech světa (Himmelsbach, Buchberger and Klampfl 2006, Giebultowicz and Nalecz-Jawecki 2014, Fernandes et al. 2020).

Produkty osobní péče

Mezi produkty osobní péče (PCP) řadíme přípravky osobní hygieny, kosmetické a čistící prostředky. Do povrchových vod se tyto chemikálie mimo jiné dostávají také přímo v důsledku turistických aktivit, např. UV filtry při koupání (Rathi et al. 2021). Ve vysokých koncentracích jsou nacházena především aditiva, konzervanty a dezinfekční činidla (bisfenol A, parabeny, triclosan). Parabeny se nachází v odpadních vodách v relativně vysokých koncentracích, a to až v desítkách μg/l. Do řek se pak dostávají stovky ng/l a do podzemních vod i desítky ng/l. Koncentrace triclosanu je v odpadních vodách v jednotkách μg/l. V Polsku bylo pozorováno množství až 1 μg/l v povrchové vodě, stovky ng/l v podzemní, a dokonce byl detekován ve Varšavě ve vodě pitné (Slosarczyk et al. 2021). Dalšími významnými zástupci jsou repelentní látky a filtry UV záření (Reyes et al. 2021). Známý repelent N, N-diethyl-3-methylbenzamid (DEET) se v odpadních vodách nachází v jednotkách μg/l a v povrchových vodách až ve stovkách ng/l. Používání opalovacích krémů zvyšuje obsah látek blokujících UV záření ve vodách, což pociťují hlavně ekosystémy poblíž pláží. V odpadních vodách ve středoevropském prostředí byla pozorována koncentrace UV-filtru 4-methylbenzylidenkafru (4-MBC) až v desítkách μg/l. Smývání těchto látek během koupání také vede k relativně vysoké koncentraci v podzemních vodách – až jednotky μg/l (Slosarczyk et al. 2021).

Pesticidy

Pesticidy (herbicidy, fungicidy, insekticidy, regulátory růstu rostlin, baktericidy a defolianty) jsou již po desetiletí předmětem obav o kvalitu nejen povrchových vod. Po druhé světové válce umožnilo zavedení relativně nepolárních a velmi perzistentních pesticidů, jako jsou chlordan, aldrin a DDT, impozantní zvýšení produkce potravin, které však bylo (díky jejich bioakumulačnímu potenciálu) vykoupeno negativními dopady na životní prostředí. Ačkoliv jsou pesticidy registrované v dnešní době polárnější a méně perzistentní, přesto jejich velká spotřeba vede k pseudoperzistenci v půdách, vodách i potravinách. Celosvětová roční spotřeba pesticidů je v rozmezí 2-2,5 miliónů tun. V Evropské unii je roční prodej pesticidů od roku 2011 do roku 2020 relativně stabilní a činí přibližně 350 000 tun. Protože se pesticidy používají již dlouhou dobu, Evropská unie stanovila limity pro pesticidy v pitné vodě (100 ng/l pro jednotlivé sloučeniny, 500 ng/l pro sumu pesticidů). Maximální koncentrace celkového množství pesticidů v povrchových vodách určených k odběru pitné vody je stanovena v rozmezí 1 až 5 μg/l v závislosti na způsobu úpravy vody (Směrnice 75/440/EHS). V roce 2020 byl na 22 % všech monitorovacích míst v řekách a jezerech v Evropě zjištěn jeden nebo více pesticidů, které překračují prahové hodnoty. Ve studii z roku 2019 obsahovalo rezidua pesticidů 83 % testovaných zemědělských půd (EEA 2023). Ve vodních tocích po celém světě byly identifikovány různé pesticidy včetně alachloru, acetochloru, simazinu, metolachloru a atrazinu, které představují riziko nejen pro vodní organismy (Rani et al. 2021). Ve Švédsku byla nalezena celková koncentrace pesticidů až 39 µg/l (Lundqvist et al. 2019). S přímou expozicí nebo kontaktem s rezidui pesticidů v potravinách jsou spojovány různé druhy zdravotních problémů, včetně rakoviny, cukrovky, respiračních poruch, neurologických onemocnění a reprodukčních problémů (Rani et al. 2021). Obdobně jako u léčiv se mimo původní účinné látky ve vodách vyskytují také metabolity pesticidů s různou biologickou aktivitou.

Perzistentní organické znečišťující látky

Jako perzistentní organické znečišťující látky jsou označovány látky, které v životním prostředí setrvávají po dlouhou dobu (i desetiletí po ukončení jejich používání), aniž by se rozkládaly na méně toxické formy. Patří sem například poly- a perfluorované uhlovodíky (PFOS, PFOAS) používané např. jako repelentní nátěry a spreje na kůži a textil (Kwadijk, Korytar and Koelmans 2010); polychlorované bifenyly (PCB) používané jako aditiva v barvách, lacích, hydraulických zařízeních, či teplonosných médiích (Polkowska et al. 2011); retardéry hoření (Gustavsson et al. 2018) a řada dalších. Obzvláště znepokojující je negativní vliv těchto sloučenin na zdraví. Většina z nich se řadí mezi látky karcinogenní, potenciálně karcinogenní, toxické či endokrinní disruptory.

Cyanotoxiny

Mezi mikropolutanty řadíme také toxické produkty sinic (cyanotoxiny), které se vyskytují v hojné míře ve vodních ekosystémech v důsledku eutrofizace vod způsobené např. intenzivním zemědělstvím, zejména v letních měsících vlivem vyšší teploty. Tyto látky jsou sice přírodě vlastní, nicméně jejich nadměrný výskyt má pro ostatní obyvatele ekosystému letální následky (Codd, Morrison and Metcalf 2005, Schmidt, Wilhelm and Boyer 2014). Akutní otravy cyanotoxiny mohou vést u člověka ke gastroenteritidě, poškození jater, žloutence, mohou mít neurotoxický efekt, a dokonce i způsobit úmrtí (de Figueiredo et al. 2004). Koncentrace cyanotoxinů ve vzorcích vod jsou výrazně proměnlivé; od hodnot pod limitem detekce až po více než 7 000 μg/l (intracelulární mikrocystiny; rozpuštěné mikrocystiny dosáhly 13 μg/l). Neurotoxiny zjištěné ve vodách (na tzv. „hot spots“) se pohybují většinou v desítkách μg/l (Esterhuizen-Londt and Pflugmacher 2020).

Metody odstraňování polutantů

Fyzikální – filtrace, fotolýza, sonolýza, kavitace
Chemické – oxidace, koagulace, enzymatický rozklad
Biologické – působení mikroorganismů
Kombinované – elektrokoagulace, pokročilé oxidační procesy

Obr. 2: Metody odstraňování polutantů

Filtrace

Při filtraci (např. pískové, zeolitové filtry) dochází k mechanickému zadržení nerozpuštěných látek a případně také na ně navázaných (sorbovaných) polutantů. Sorpce (fyzikálně-chemický děj) je založena na adsorpci polutantů z vodné fáze na pevnou fázi (sorbent). Afinita sloučeniny k sorbentu se často kvantifikuje pomocí hodnoty specifickým sorpčním koeficientem K_d, který vyjadřuje poměr mezi sorbovanou a rozpuštěnou koncentrací sloučeniny (v rovnovážném stavu). Důležitou roli při výběru sorpčního materiálu hraje hydrofobicita polutantu. K sorpcím se využívají materiály jako aktivní uhlí (Berges et al. 2021), polymerní resiny (Haddad et al. 2019) či různé nanomateriály (Ambaye et al. 2022, Jiang et al. 2023, Xu et al. 2021, Fernandez-Reyes et al. 2020).

Pojmem membránová filtrace označujeme techniky jako je mikrofiltrace (MF), ultrafiltrace (UF), nanofiltrace (NF) a reverzní osmóza (RO). Každý typ membrány má určitý rozsah velikostí pórů; mikrofiltrace 50-500 nm, ultrafiltrace 2-50 nm, nanofiltrace ≤2 nm a osmóza 0,3-0,6 nm. Při membránových filtracích se uplatňují procesy adsorpce, vylučování velikosti a náboje (Bolong et al. 2009). Membránové filtrace lze použít nejen k oddělení mikroorganismů (Truttmann et al. 2020), ale i chemického znečištění jako jsou soli, syntetická barviva nebo ionty kovů (Horowitz et al. 1996, Heo et al. 2020).

Obr. 3: Procesy uplatňující se při membránových filtracích

Filtrační techniky se často používají v kombinaci se srážením (Wang et al. 2013), oxidačními reakcemi (Sheng et al. 2020) nebo třeba elektrochemickými procesy (Sun et al. 2018). Jejich výhody spočívají v účinnosti separace, nízké spotřebě energie, nízkých nákladech, jednoduché obsluze a absenci sekundárního znečištění. Hlavní nevýhodou je, že časem dochází k vyčerpání sorpční/filtrační kapacity a je potřeba náplň vyměnit/propláchnout či regenerovat.

Dalším typem filtrace je filtrace biologická, ta využívá činnosti bakterií imobilizovaných na filtru či kořenovém systému rostlin (např. rod Nitrosomonas, Nitrosococcus, Nitrobacter), které nitrifikačními a denitrifikačními reakcemi přeměňují dusíkaté látky a v omezené míře využívají také fosforečnany. Používá se zejména k snížení eutrofizace vod. Biologická filtrace je důležitou součástí filtračního systému zahradních jezírek. Bakterie jsou ovšem citlivé na změny prostředí, jako je dostatek živin, pH a teplota (Janál et al. 2016). K bioremediačním metodám se využívají také ligninolytické houby neboli houby bílé hniloby. Jejich všestrannost použití a účinnost lze přičíst jejich dobře vyvinutým enzymatickým systémům, jež houbě propůjčují vysokou toleranci vůči toxickým sloučeninám (Hu et al. 2022).

Fotodegradace

Fotolýza, neboli přímý účinek ultrafialového (UV) záření, se používá k dezinfekci vody a také k degradaci polutantů, které obsahují fotoaktivní (absorbující) skupiny (Hopanna et al. 2020). Účinek samotného záření ale prudce klesá s vodním sloupcem, a proto se pro zvýšení účinnosti většinou UV-záření kombinuje s dalšími činidly (nepřímá fotolýza) jako jsou např. oxid titaničitý či zinečnatý (fotokatalytické reakce), peroxid vodíku, ozon nebo persulfát (fotochemické reakce) (Rayaroth, Aravind and Aravindakumar 2016). Fotochemické reakce se ve vodním prostředí vyskytují přirozeně a hrají zásadní roli ve vodních ekosystémech. Při fotodegradaci dochází ke vzniku hydroxylových radikálů (OH·) či singletového kyslíku (¹O₂), které jsou velmi silnými oxidanty schopnými rozkládat stabilní organické polutanty ideálně až na CO₂ a H₂O. Účinnost degradace ovlivňují faktory jako počáteční koncentrace reaktantu příp. činidla, zdroj světla, typ foto-katalyzátoru, pH a délka ozařování (Guo et al. 2023). Hlavní nevýhodu fotodegradačních metod představují vysoké provozní náklady.

Kavitace

Kavitace je fyzikální jev kdy snížením tlaku v kapalině na hodnotu tlaku nasycených par (při odpovídající teplotě) dochází ke vzniku, růstu a implozivnímu kolapsu bublin, který je doprovázený lokálním zvýšení teploty (až 5000 K) a tlaku (až 60 MPa) v roztoku a tvorbou radikálů (Rayaroth et al. 2016, Zupanc et al. 2013). Ve vodě jsou hlavními výslednými volnými radikály H· a OH· a jsou tvořeny v plynné (uvnitř bublin) i kapalné fázi a také na jejich rozhraní. Kavitace může být iniciována lokálním zdrojem energie, jako je tomu u optické (silný laserový paprsek) a molekulární kavitace (elementární částice), nebo tahovými silami, jako je tomu u akustické a hydrodynamické kavitace. Poslední dva jmenované jsou nejpoužívanější typy kavitačních technologií s možností škálování pro potřeby čistíren odpadních vod. Akustická kavitace je způsobena akustickými vlnami v kapalině (ultrazvuk), zatímco hydrodynamická kavitace vzniká důsledkem zúžení proudění kapaliny (Venturiho dýza, clona s otvorem). Stejně jako v případě UV záření je účinnější kombinovat kavitační techniky s dalšími chemickými (oxidační činidla) nebo fyzikálními metodami (plazmový výboj) (Pribilova et al. 2022, Marsalek et al. 2020, Komarov et al. 2020).

Zařízení CaviPlasma využívá synergický efekt kombinace hydrodynamické kavitace a nízkoteplotního plazmového výboje. Plazmový výboj vzniká po vložení elektrod do kavitačního mraku Venturiho dýzy a připojení na vysokofrekvenční vysokonapěťový zdroj. V tomto prostředí dochází k plazmochemickým reakcím, které vedou ke generování reaktivních sloučenin kyslíku a dusíku (hydroxylové radikály, peroxidy, peroxinitráty, ozon, superoxid, oxidy kyslíku a dusíku, …) se silnými oxidačními vlastnostmi. Při výboji také vzniká UV záření přímo v kapalině, resp. v prostředí par vzniklých při hydrodynamické kavitaci, tzv. „kavitačním mraku“. Oxidativní stres vede k poškození membrán patogenních mikroorganismů, u chemické kontaminace k oxidaci organických molekul (Cech et al. 2020).

Obr. 4 Schéma a princip CaviPlasmy

Chemická úprava vody

Přídavek chemických sloučenin se používá jednak k dezinfekci vody (měďnaté soli, chlornany či jiné sloučeniny uvolňující chlór, ozon), dále pak za účelem vysrážení nečistot (hlinité či železité soli) či z důvodů degradace polutantů redoxními reakcemi (ozon, Fentonovo činidlo).

Koagulace (srážení nebo čiření) hraje zásadní roli při odstraňování nečistot při úpravě pitné a odpadní vody. Při koagulaci se přidáním kationtů destabilizuje náboj koloidních nečistot ve vodě, které jsou (téměř vždy) záporně nabité. Běžně se za tímto účelem používají Al³⁺ a Fe³⁺ soli (chloridy, sírany). Síran hlinitý (Alum) se používá k čištění vody již od starověku. Dnes se používají před-hydrolyzované formy iontů, jedním z nejúčinnějších koagulantů je polychlorid hlinitý (PAX). Během koagulace dochází k hydrolýze, hydrataci a polymeraci iontů za vzniku řady sloučenin. Některé z nich jsou uvedeny v Tabulce 1. Celý průběh je závislý na koncentraci koagulantu a zejména na pH prostředí. Hlavní mechanismy uplatňující se v průběhu koagulace zahrnují neutralizaci náboje, komplexaci, adsorpci s následnou tvorbou velkých vloček (flokulaci), které pak lze účinně odstranit sedimentací a filtrací (Wang et al. 2021).

Jako každá metoda má i tato své nedostatky, při koagulaci dochází k tvorbě usazenin (kalů), které je potřeba ze systému odvádět. V případě vázání fosforu hlinitými solemi existuje riziko zpětného uvolnění fosforu zpět do vody.

Elektrokoagulace je elektrolytický proces, při kterém dochází v důsledku průchodu elektrického proudu k uvolňování iontů kovu z tzv. „obětované“ elektrody a následně ke srážce těchto nabitých částic v koloidní suspenzi s proti-ionty, jejich aglomeraci („vyvločkování“) a sedimentaci. Tato technologie je alternativou k použití chemických koagulantů. Vločky vytvořené během elektrokoagulace jsou obvykle mnohem větší než ty vytvořené pomocí chemického koagulantu, jsou stabilnější, a proto je lze snadněji oddělit usazováním a filtrací. Koncentrace koagulantů (iontů uvolněných z materiálu elektrod) je přitom mnohem menší a odpadá tak nutnost neutralizace nadbytku přebytečných chemických látek a minimalizuje se riziko potenciálního sekundárního znečištění. Výhodou je také menší množství vznikajícího sedimentu/kalu (Mollah et al. 2001).

Stupeň polymerace	Možné chemické složení hydrolyzovaných iontů
Stupeň polymerace	Al(III)	Fe(III)
Monomery	Al³⁺, Al(OH)²⁺, Al(OH)²⁺, Al(OH)⁴⁻	Fe³⁺, Fe(OH)²⁺, Fe(OH)²⁺, Fe(OH)⁴⁻
Oligomery	Al₂(OH)₂⁴⁺, Al₂(OH)⁵⁺, Al₃(OH)₄⁵⁺	Fe₂(OH)₂⁴⁺, Fe₂(OH)₅⁺, Fe₃(OH)₄⁵⁺
Polymery (<13 Al)	Al₆(OH)₁₂⁶⁺, Al₆(OH)₁₅³⁺, Al₈(OH)₂₀⁴⁺	Fe₆(OH)₁₂⁶⁺, Fe₆(OH)₁₅³⁺
Polymery (~13 Al)	Al₁₃(OH)₃₂⁷⁺, Al₁₃O₄(OH)₂₄⁷⁺	–
Polymery (>13 Al)	Al₁₅(OH)₃₆⁹⁺, Al₃₀O₈(OH)₅₆¹⁸⁺	–
Sol, gel	(Al₁₃)_n, Al(OH)₃ (amorfní)	Fe(OH)₃(amorfní)
Precipitát	[Al(OH)₃]_n	[Fe(OH)₃]_n

Tabulka 1: Možné formy iontů v průběhu koagulace (převzato a upraveno z (Wang et al. 2021))

Pokročilé oxidační metody

Pod pojem pokročilé oxidační procesy (AOP) lze zahrnout většinu výše uvedených metod, které jsou založeny na nespecifické reakci s in situ vzniklými radikály (hydroxylovými nebo síranovými). Patří sem chemické oxidační procesy (Fentonova reakce, H₂O₂/O₃, O₃/Fe₂O₃), fotochemické procesy (UV/H₂O₂, UV/O₃, foto-Fentonův systém) i fotokatalytické procesy (např. UV/TiO₂) (Khan et al. 2020). Představují slibnou alternativu konvenčním technologiím úpravy vody, zejména z hlediska široké použitelnosti a vysoké rychlosti.

LITERÁRNÍ ZDROJE

Ambaye, T. G., M. Vaccari, S. Prasad & S. Rtimi (2022) Recent progress and challenges on the removal of per- and poly-fluoroalkyl substances (PFAS) from contaminated soil and water. Environmental Science and Pollution Research, 29, 58405-58428.

Archer, E., B. Petrie, B. Kasprzyk-Hordern & G. M. Wolfaardt (2017) The fate of pharmaceuticals and personal care products (PPCPs), endocrine disrupting contaminants (EDCs), metabolites and illicit drugs in a WWTW and environmental waters. Chemosphere, 174, 437-446.

Bailey, C., A. Spielmeyer, R. M. Frings, G. Hamscher & H. Schuttrumpf (2015) From agricultural fields to surface water systems: the overland transport of veterinary antibiotics. Journal of Soils and Sediments, 15, 1630-1634.

Berges, J., S. Moles, M. P. Ormad, R. Mosteo & J. Gomez (2021) Antibiotics removal from aquatic environments: adsorption of enrofloxacin, trimethoprim, sulfadiazine, and amoxicillin on vegetal powdered activated carbon. Environmental Science and Pollution Research, 28, 8442-8452.

Bolong, N., A. F. Ismail, M. R. Salim & T. Matsuura (2009) A review of the effects of emerging contaminants in wastewater and options for their removal. Desalination, 239, 229-246.

Brain, R. A., D. J. Johnson, S. M. Richards, M. L. Hanson, H. Sanderson, M. W. Lam, C. Young, S. A. Mabury, P. K. Sibley & K. R. Solomon (2004) Microcosm evaluation of the effects of an eight pharmaceutical mixture to the aquatic macrophytes Lemna gibba and Myriophyllum sibiricum. Aquatic Toxicology, 70, 23-40.

Brodin, T., S. Piovano, J. Fick, J. Klaminder, M. Heynen & M. Jonsson (2014) Ecological effects of pharmaceuticals in aquatic systems-impacts through behavioural alterations. Philosophical Transactions of the Royal Society B-Biological Sciences, 369, 10.

Carter, L. J., M. Williams, S. Martin, S. P. B. Kamaludeen & R. S. Kookana (2018) Sorption, plant uptake and metabolism of benzodiazepines. Science of the Total Environment, 628-629, 18-25.

Cech, J., P. Stahel, J. Rahel, L. Prokes, P. Rudolf, E. Marsalkova & B. Marsalek (2020) Mass Production of Plasma Activated Water: Case Studies of Its Biocidal Effect on Algae and Cyanobacteria. Water, 12.

Cizmas, L., V. K. Sharma, C. M. Gray & T. J. McDonald (2015) Pharmaceuticals and personal care products in waters: occurrence, toxicity, and risk. Environmental Chemistry Letters, 13, 381-394.

Codd, G. A., L. F. Morrison & J. S. Metcalf (2005) Cyanobacterial toxins: risk management for health protection. Toxicology and Applied Pharmacology, 203, 264-272.

Danner, M. C., A. Robertson, V. Behrends & J. Reiss (2019) Antibiotic pollution in surface fresh waters: Occurrence and effects. Science of the Total Environment, 664, 793-804.

Davey, C. J. E., M. H. S. Kraak, A. Praetorius, T. L. T. Laak & A. P. van Wezel (2022) Occurrence, hazard, and risk of psychopharmaceuticals and illicit drugs in European surface waters. Water Research, 222, 14.

de Figueiredo, D. R., U. M. Azeiteiro, S. ó. M. Esteves, F. J. M. Gonçalves & M. J. Pereira (2004) Microcystin-producing blooms—a serious global public health issue. Ecotoxicology and Environmental Safety, 59, 13.

de Souza, R. M., D. Seibert, H. B. Quesada, F. D. Bassetti, M. R. Fagundes-Klen & R. Bergamasco (2020) Occurrence, impacts and general aspects of pesticides in surface water: A review. Process Safety and Environmental Protection, 135, 22-37.

EEA. 2018. European waters getting cleaner, but big challenges remain. European Environment Agency.

---. 2023. How pesticides impact human health and ecosystems in Europe. European Environment Agency.

Esterhuizen-Londt, M. & S. Pflugmacher. 2020. Microcystins as environmental and human health hazards. In Handbook of Algal Science, Technology and Medicine, ed. O. Konur, 591-604. Elsevier.

Fernandes, M. J., P. Paiga, A. Silva, C. P. Llaguno, M. Carvalho, F. M. Vazquez & C. Delerue-Matos (2020) Antibiotics and antidepressants occurrence in surface waters and sediments collected in the north of Portugal. Chemosphere, 239.

Fernandez-Reyes, B., K. Ortiz-Martinez, J. A. Lasalde-Ramirez & A. J. Hernandez-Maldonado (2020) Engineered adsorbents for the removal of contaminants of emerging concern from water. Contaminants of Emerging Concern in Water and Wastewater: Advanced Treatment Processes, 3-45.

Fromme, H., T. Kuchler, T. Otto, K. Pilz, J. Muller & A. Wenzel (2002) Occurrence of phthalates and bisphenol A and F in the environment. Water Research, 36, 1429-1438.

Giebultowicz, J. & G. Nalecz-Jawecki (2014) Occurrence of antidepressant residues in the sewage-impacted Vistula and Utrata rivers and in tap water in Warsaw (Poland). Ecotoxicology and Environmental Safety, 104, 103-109.

Guo, Z. Y., D. Kodikara, L. S. Albi, Y. Hatano, G. Chen, C. Yoshimura & J. Q. Wang (2023) Photodegradation of organic micropollutants in aquatic environment: Importance, factors and processes. Water Research, 231.

Gustavsson, J., K. Wiberg, E. Ribeli, M. A. Nguyen, S. Josefsson & L. Ahrens (2018) Screening of organic flame retardants in Swedish river water. Science of the Total Environment, 625, 1046-1055.

Haarstad, K., H. J. Bavor & T. Maehlum (2012) Organic and metallic pollutants in water treatment and natural wetlands: a review. Water Science and Technology, 65, 76-99.

Haddad, M., C. Oie, S. V. Duy, S. Sauve & B. Barbeau (2019) Adsorption of micropollutants present in surface waters onto polymeric resins: Impact of resin type and water matrix on performance. Science of the Total Environment, 660, 1449-1458.

Han, X., Z. Y. Xie, Y. H. Tian, W. Yan, L. Miao, L. L. Zhang, X. W. Zhu & W. H. Xu (2020) Spatial and seasonal variations of organic corrosion inhibitors in the Pearl River, South China: Contributions of sewage discharge and urban rainfall runoff. Environmental Pollution, 262, 7.

He, B. S., J. Wang, J. Liu & X. M. Hu (2017) Eco-pharmacovigilance of non-steroidal anti-inflammatory drugs: Necessity and opportunities. Chemosphere, 181, 178-189.

Heo, J., S. Kim, N. Her, C. M. Park, M. Yu & Y. Yoon (2020) Removal of contaminants of emerging concern by FO, RO, and UF membranes in water and wastewater. Contaminants of Emerging Concern in Water and Wastewater: Advanced Treatment Processes, 139-176.

Hermes, N., K. S. Jewell, A. Wick & T. A. Ternes (2018) Quantification of more than 150 micropollutants including transformation products in aqueous samples by liquid chromatography-tandem mass spectrometry using scheduled multiple reaction monitoring. Journal of Chromatography A, 1531, 64-73.

Himmelsbach, M., W. Buchberger & C. W. Klampfl (2006) Determination of antidepressants in surface and waste water samples by capillary electrophoresis with electrospray ionization mass spectrometric detection after preconcentration using off-line solid-phase extraction. Electrophoresis, 27, 1220-1226.

Hopanna, M., K. Mangalgiri, T. Ibitoye, D. Ocasio, S. Snowberger & L. Blaney (2020) UV-254 transformation of antibiotics in water and wastewater treatment processes. Contaminants of Emerging Concern in Water and Wastewater: Advanced Treatment Processes, 239-297.

Horowitz, A. J., K. R. Lum, J. R. Garbarino, G. E. M. Hall, C. Lemieux & C. R. Demas (1996) The effect of membrane filtration on dissolved trace element concentrations. Water Air and Soil Pollution, 90, 281-294.

Hu, K. D., M. V. Barbieri, E. Lopez-Garcia, C. Postigo, M. L. de Alda, G. Caminal & M. Sarra (2022) Fungal degradation of selected medium to highly polar pesticides by Trametes versicolor: kinetics, biodegradation pathways, and ecotoxicity of treated waters. Analytical and Bioanalytical Chemistry, 414, 439-449.

Chow, R., R. Scheidegger, T. Doppler, A. Dietzel, F. Fenicia & C. Stamm (2020) A review of long-term pesticide monitoring studies to assess surface water quality trends. Water Research X, 9, 13.

Chowdhury, S., M. A. J. Mazumder, O. Al-Attas & T. Husain (2016) Heavy metals in drinking water: Occurrences, implications, and future needs in developing countries. Science of the Total Environment, 569, 476-488.

Islam, M. S., M. K. Ahmed, M. Raknuzzaman, M. Habibullah-Al-Mamun & M. K. Islam (2015) Heavy metal pollution in surface water and sediment: A preliminary assessment of an urban river in a developing country. Ecological Indicators, 48, 282-291.

Janál, J., L. Křesadlová, J. Obšivač, J. Olšan, M. Rozkošný & Z. Žabička. 2016. Formální vodní prvky v památkách zahradního umění. Praha: Národní památkový ústav ve spolupráci s Metodickým centrem zahradní kultury v Kroměříži.

Jiang, M. Y., L. Z. He, N. K. Niazi, H. L. Wang, W. Gustave, M. Vithanage, K. Geng, H. Shang, X. K. Zhang & Z. Y. Wang (2023) Nanobiochar for the remediation of contaminated soil and water: challenges and opportunities. Biochar, 5.

Kaplan, S. (2013) Review: Pharmacological Pollution in Water. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 43, 1074-1116.

Kar, S., K. Roy & J. Leszczynski. 2018. Impact of Pharmaceuticals on the Environment: Risk Assessment Using QSAR Modeling Approach. In Computational Toxicology: Methods and Protocols, ed. O. Nicolotti, 395-443. Totowa: Humana Press Inc.

Kaushik, G. & M. A. Thomas (2019) The potential association of psychoactive pharmaceuticals in the environment with human neurological disorders. Sustainable Chemistry and Pharmacy, 13, 3.

Khan, J. A., M. Sayed, S. Khan, N. S. Shah, D. D. Dionysiou & G. Boczkaj (2020) Advanced oxidation processes for the treatment of contaminants of emerging concern. Contaminants of Emerging Concern in Water and Wastewater: Advanced Treatment Processes, 299-365.

Komarov, S., T. Yamamoto, Y. Fang & D. Hariu (2020) Combined effect of acoustic cavitation and pulsed discharge plasma on wastewater treatment efficiency in a circulating reactor: A case study of Rhodamine B. Ultrasonics Sonochemistry, 68.

Krzeminski, P., M. C. Tomei, P. Karaolia, A. Langenhoff, C. M. R. Almeida, E. Felis, F. Gritten, H. R. Andersen, T. Fernandes, C. M. Manaia, L. Rizzo & D. Fatta-Kassinos (2019) Performance of secondary wastewater treatment methods for the removal of contaminants of emerging concern implicated in crop uptake and antibiotic resistance spread: A review. Science of the Total Environment, 648, 1052-1081.

Kunacheva, C., S. Fujii, S. Tanaka, S. Seneviratne, P. H. L. Nguyen, M. Nozoe, K. Kimura, B. R. Shivakoti & H. Harada (2012) Worldwide surveys of perfluorooctane sulfonate (PFOS) and perfluorooctanoic acid (PFOA) in water environment in recent years. Water Science and Technology, 66, 2764-2771.

Kwadijk, C., P. Korytar & A. A. Koelmans (2010) Distribution of Perfluorinated Compounds in Aquatic Systems in The Netherlands. Environmental Science & Technology, 44, 3746-3751.

la Farre, M., S. Perez, L. Kantiani & D. Barcelo (2008) Fate and toxicity of emerging pollutants, their metabolites and transformation products in the aquatic environment. Trac-Trends in Analytical Chemistry, 27, 991-1007.

Lundqvist, J., C. von Bromssen, A. K. Rosenmai, A. Ohlsson, T. Le Godec, O. Jonsson, J. Kreuger & A. Oskarsson (2019) Assessment of pesticides in surface water samples from Swedish agricultural areas by integrated bioanalysis and chemical analysis. Environmental Sciences Europe, 31, 13.

Marsalek, B., E. Marsalkova, K. Odehnalova, F. Pochyly, P. Rudolf, P. Stahel, J. Rahel, J. Cech, S. Fialova & S. Zezulka (2020) Removal of Microcystis aeruginosa through the Combined Effect of Plasma Discharge and Hydrodynamic Cavitation. Water, 12, 14.

McKnight, U. S., J. J. Rasmussen, B. Kronvang, P. J. Binning & P. L. Bjerg (2015) Sources, occurrence and predicted aquatic impact of legacy and contemporary pesticides in streams. Environmental Pollution, 200, 64-76.

Moder, M., P. Braun, F. Lange, S. Schrader & W. Lorenz (2007) Determination of endocrine disrupting compounds and acidic drugs in water by coupling of derivatization, gas chromatography and Negative Chemical ionization mass Spectrometry. Clean-Soil Air Water, 35, 444-451.

Mollah, M. Y. A., R. Schennach, J. R. Parga & D. L. Cocke (2001) Electrocoagulation (EC) - science and applications. Journal of Hazardous Materials, 84, 29-41.

Moreira, D. G., A. Aires, M. D. Pereira & M. Oliveira (2022) Levels and effects of antidepressant drugs to aquatic organisms. Comparative Biochemistry and Physiology C-Toxicology & Pharmacology, 256.

Mule, C. M., S. B. Doltade & A. B. Pandit (2021) A review on pesticide degradation from irrigation water and techno-economic feasibility of treatment technologies. Water Environment Research, 93, 2391-2413.

Norman, J. E., B. J. Mahler, L. H. Nowell, P. C. Van Metre, M. W. Sandstrom, M. A. Corbin, Y. R. Qian, J. F. Pankow, W. T. Luo, N. B. Fitzgerald, W. E. Asher & K. J. McWhirter (2020) Daily stream samples reveal highly complex pesticide occurrence and potential toxicity to aquatic life. Science of the Total Environment, 715, 13.

Pedrouzo, M., F. Borrull, R. M. Marce & E. Pocurull (2011) Analytical methods for personal-care products in environmental waters. Trac-Trends in Analytical Chemistry, 30, 749-760.

Petrie, B., R. Barden & B. Kasprzyk-Hordern (2015) A review on emerging contaminants in wastewaters and the environment: Current knowledge, understudied areas and recommendations for future monitoring. Water Research, 72, 3-27.

Petrie, B., J. Youdan, R. Barden & B. Kasprzyk-Hordern (2016) Multi-residue analysis of 90 emerging contaminants in liquid and solid environmental matrices by ultra-high-performance liquid chromatography tandem mass spectrometry. Journal of Chromatography A, 1431, 64-78.

Polkowska, Z., K. Cichala-Kamrowska, M. Ruman, K. Koziol, W. E. Krawczyk & J. Namiesnik (2011) Organic Pollution in Surface Waters from the Fuglebekken Basin in Svalbard, Norwegian Arctic. Sensors, 11, 8910-8929.

Postigo, C. & D. Barcelo (2015) Synthetic organic compounds and their transformation products in groundwater: Occurrence, fate and mitigation. Science of the Total Environment, 503, 32-47.

Pribilova, P., K. Odehnalova, P. Rudolf, F. Pochyly, S. Zezulka, E. Marsalkova, R. Opatrilova & B. Marsalek (2022) Rapid AOP Method for Estrogens Removal via Persulfate Activated by Hydrodynamic Cavitation. Water, 14, 13.

Rani, L., K. Thapa, N. Kanojia, N. Sharma, S. Singh, A. S. Grewal, A. L. Srivastav & J. Kaushal (2021) An extensive review on the consequences of chemical pesticides on human health and environment. Journal of Cleaner Production, 283, 33.

Rathi, B. S., P. S. Kumar & D. V. N. Vo (2021) Critical review on hazardous pollutants in water environment: Occurrence, monitoring, fate, removal technologies and risk assessment. Science of the Total Environment, 797, 22.

Rayaroth, M. P., U. K. Aravind & C. T. Aravindakumar (2016) Degradation of pharmaceuticals by ultrasound-based advanced oxidation process. Environmental Chemistry Letters, 14, 259-290.

Reyes, N., F. K. F. Geronimo, K. A. V. Yano, H. B. Guerra & L. H. Kim (2021) Pharmaceutical and Personal Care Products in Different Matrices: Occurrence, Pathways, and Treatment Processes. Water, 13, 25.

Sheng, J. Y., H. G. Yin, F. Y. Qian, H. M. Huang, S. Q. Gao & J. F. Wang (2020) Reduced graphene oxide-based composite membranes for in-situ catalytic oxidation of sulfamethoxazole operated in membrane filtration. Separation and Purification Technology, 236.

Schmidt, J. R., S. W. Wilhelm & G. L. Boyer (2014) The Fate of Microcystins in the Environment and Challenges for Monitoring. Toxins, 6, 3354-3387.

Singh, J., P. Yadav, A. K. Pal & V. Mishra. 2020. Water Pollutants: Origin and Status. In Sensors in Water Pollutants Monitoring: Role of Material, eds. D. Pooja, P. Kumar, P. Singh & S. Patil, 5-20. Singapore: Springer-Verlag Singapore Pte Ltd.

Sjerps, R. M. A., P. J. F. Kooij, A. van Loon & A. P. Van Wezel (2019) Occurrence of pesticides in Dutch drinking water sources. Chemosphere, 235, 510-518.

Slosarczyk, K., S. Jakobczyk-Karpierz, J. Rozkowski & A. J. Witkowski (2021) Occurrence of Pharmaceuticals and Personal Care Products in the Water Environment of Poland: A Review. Water, 13, 30.

Sotoudeh, Y., M. H. Niksokhan, A. Karbassi & M. R. Sarafrazi (2022) Review on Naphthenic Acids: An Important Environmental Pollutants Caused by Oil Extraction and Industries. Pollution, 9, 254-270.

Sun, J. C., Q. Y. Wang, J. Zhang, Z. W. Wang & Z. C. Wu (2018) Degradation of sulfadiazine in drinking water by a cathodic electrochemical membrane filtration process. Electrochimica Acta, 277, 77-87.

Tchounwou, P. B., C. G. Yedjou, A. K. Patlolla & D. J. Sutton. 2012. Heavy Metal Toxicity and the Environment. In Molecular, Clinical and Environmental Toxicology, 133-164.

Truttmann, L., Y. X. Su, S. Lee, M. Burkhardt, S. Brynjolfsson, T. H. Chong & B. Wu (2020) Gravity-driven membrane (GDM) filtration of algae-polluted surface water. Journal of Water Process Engineering, 36.

Wang, J., W. J. Liu, H. Jia & H. W. Zhang (2013) Effects of recycling flocculation membrane filtration on drinking water treatment. Journal of Water Supply Research and Technology-Aqua, 62, 433-441.

Wang, P., S. K. Ding, R. Xiao, G. Y. An, C. Fang & W. H. Chu (2021) Enhanced coagulation for mitigation of disinfection by-product precursors: A review. Advances in Colloid and Interface Science, 296.

WHO. 2018. Global Health Estimates 2016: Disease Burden by Cause, Age, Sex, by Country and by Region, 2000–2016. In World Health Organisation. Geneva, Switzerland: World Health Organisation.

Wronski, A. R. & B. W. Brooks (2023) Global occurrence and aquatic hazards of antipsychotics in sewage influents, effluent discharges and surface waters. Environmental Pollution, 320.

Xu, G. R., Z. H. An, K. Xu, Q. Liu, R. Das & H. L. Zhao (2021) Metal organic framework (MOF)-based micro/nanoscaled materials for heavy metal ions removal: The cutting-edge study on designs, synthesis, and applications. Coordination Chemistry Reviews, 427.

Ye, Z. Q., H. S. Weinberg & M. T. Meyer (2007) Trace analysis of trimethoprim and sulfonamide, macrolide, quinolone, and tetracycline antibiotics in chlorinated drinking water using liquid chromatography electrospray tandem mass spectrometry. Analytical Chemistry, 79, 1135-1144.

Zhang, K., Y. B. Zhao & K. Fent (2020) Cardiovascular drugs and lipid regulating agents in surface waters at global scale: Occurrence, ecotoxicity and risk assessment. Science of the Total Environment, 729.

Zupanc, M., T. Kosjek, M. Petkovsek, M. Dular, B. Kompare, B. Sirok, Z. Blazeka & E. Heath (2013) Removal of pharmaceuticals from wastewater by biological processes, hydrodynamic cavitation and UV treatment. Ultrasonics Sonochemistry, 20, 1104-1112.