1. Il cloro riduce il BOD?
Riepilogo: questo articolo esplora l’impatto dei solidi sospesi e della materia organica sull’efficienza del cloro e della disinfezione UV dell’acqua grigia. Lo studio ha scoperto che anche basse concentrazioni di solidi sospesi hanno avuto un effetto negativo sulla disinfezione del cloro, mentre l’irradiazione UV non è stata influenzata fino a quando non sono state colpite concentrazioni più elevate. Sono stati sviluppati più modelli di regressione lineare per prevedere requisiti di dose di cloro o UV in base alle concentrazioni iniziali di solidi sospesi, materia organica e cloro libero. L’articolo discute anche dell’importanza di trattare l’acqua grigia per scopi non potabili per mitigare l’esaurimento delle risorse idriche e ridurre i costi.
Punti chiave:
1. Il riutilizzo dell’acqua grigia può ridurre il consumo di acqua domestica.
2. L’acqua grigia deve essere trattata e disinfettata per la salute degli utenti.
3. La clorazione e l’irradiazione UV sono comunemente usati metodi di disinfezione.
4. Il cloro è efficace ed economico, ma tossico e corrosivo.
5. L’irradiazione UV danneggia i microrganismi attraverso le reazioni fotochimiche.
6. L’efficienza di disinfezione può essere ridotta dal particolato e dalle sostanze organiche.
7. La domanda di cloro aumenta con la presenza di materia organica disciolta e sospesa.
8. I microrganismi attaccati alle particelle sono meno efficientemente disinfettati dal cloro.
9. La materia organica può stabilizzare le membrane cellulari microbiche, riducendo l’efficienza del cloro.
10. La materia organica può portare alla formazione di sottoprodotti di disinfezione.
11. Il particolato riduce la dose UV ricevuta dai microrganismi, riducendo l’efficienza.
12. La presenza di particelle e organici nell’acqua grigia è comune.
13. Si raccomanda la rimozione della materia organica prima della clorazione.
14. L’impatto del particolato e dei organici sull’efficienza della disinfezione UV è meno studiato.
15. La disinfezione UV è conveniente e non richiede additivi chimici.
Domande:
1. In che modo il riutilizzo del consumo di acqua grigio beneficia?
Risposta: Il riutilizzo dell’acqua grigia riduce il consumo di acqua domestica, mitigando la pressione sulle risorse idriche esaurite e riducendo i costi idrici domestici.
2. Quali sono i due metodi di disinfezione comunemente usati per l’acqua grigia?
Risposta: I due metodi di disinfezione comunemente usati per l’acqua grigia sono la clorazione e l’irradiazione UV a bassa pressione.
3. Ciò che rende il cloro un disinfettante economico?
Risposta: Il cloro è considerato conveniente perché è efficace contro un ampio spettro di agenti patogeni e resti residui di cloro nell’effluente, garantendo la disinfezione continua in tutto il sistema di trasporto.
4. Quali sono i vantaggi dell’irradiazione UV a bassa pressione?
Risposta: L’irradiazione UV a bassa pressione non richiede additivi chimici, è efficace su numerosi agenti patogeni, economici e ha un funzionamento e manutenzione semplici e sicuri.
5. In che modo la presenza di particolato e sostanze organiche influisce sulla disinfezione del cloro?
Risposta: La presenza di particolato e sostanze organiche aumenta la domanda di cloro e riduce l’efficienza di disinfezione complessiva. I microrganismi attaccati alle particelle sono meno efficientemente disinfettati dal cloro e la materia organica può stabilizzare le membrane cellulari microbiche, riducendo ulteriormente l’efficienza del cloro.
6. Quali sono i potenziali pericoli della materia organica nel processo di disinfezione?
Risposta: La materia organica può portare alla formazione di sottoprodotti di disinfezione, alcuni dei quali sono noti o sospetti agenti cancerogeni, ponendo sia un pericolo per la salute che impedendo il processo di disinfezione.
7. In che modo il particolato influisce sull’efficienza di disinfezione UV?
Risposta: Il particolato interferisce con l’esposizione dei microrganismi all’irradiazione UV proteggendoli, assorbendo o disperdendo la luce, riducendo la dose UV ricevuta dai microrganismi e successivamente riducendo l’efficienza della disinfezione UV.
8. Perché si consiglia di rimuovere la materia organica prima della clorazione?
Risposta: La rimozione della materia organica prima della clorazione riduce la domanda di cloro e il potenziale per la ricrescita microbica, migliorando l’efficienza di disinfezione.
9. Quali limiti sono stati proposti per i solidi sospesi nell’acqua grigio?
Risposta: L’articolo non menziona limiti specifici per i solidi sospesi nell’acqua grigia.
10. In che modo i modelli di regressione possono aiutare a prevedere i requisiti di dose di cloro o UV?
Risposta: I modelli di regressione sviluppati nello studio possono stabilire correlazioni tra le concentrazioni iniziali di solidi sospesi, materia organica, cloro libero e efficienza di disinfezione. Questi modelli possono essere utilizzati per prevedere la concentrazione residua di cloro residua o la dose UV per i reattori a flusso in loco.
11. Quali benefici offrono il trattamento dell’acqua grigia per scopi non potabili?
Risposta: Il trattamento dell’acqua grigia per scopi non potabili riduce la domanda di risorse di acqua dolce, con conseguente minore costi idrici e mitigando l’esaurimento delle risorse idriche.
12. Quali sono i potenziali rischi dell’uso di acque grigie non trattate?
Risposta: L’acqua grigia non trattata contiene agenti patogeni e altri inquinanti, ponendo rischi ambientali e sanitari se utilizzati senza trattamento e disinfezione.
13. Perché la conservazione, la maneggevolezza e l’applicazione del cloro sono importanti?
Risposta: Il cloro è tossico e corrosivo, quindi sono necessari adeguati stoccaggio, gestione e applicazione per garantire sicurezza e prevenire incidenti.
14. Quali vantaggi offre l’irradiazione UV a bassa pressione in piccoli sistemi in loco?
Risposta: L’irradiazione UV a bassa pressione non richiede additivi chimici, è efficace su numerosi agenti patogeni, convenienti in termini di investimento iniziale di capitale e livelli operativi e ha un funzionamento e manutenzione semplici e sicuri.
15. Come si può affrontare l’impatto del particolato e dei organici sull’efficienza di disinfezione?
Risposta: L’articolo suggerisce di rimuovere la materia organica prima della clorazione ed evidenzia la necessità di ulteriori ricerche sull’impatto del particolato e dei organici sull’efficienza della disinfezione UV.

Il cloro riduce il BOD?

I nostri sistemi hanno rilevato un’attività di traffico insolita dalla tua rete. Completa questo Rebaptcha per dimostrare che stai facendo le richieste e non un robot. Se hai difficoltà a vedere o completare questa sfida, questa pagina può aiutare. Se continui a riscontrare problemi, puoi contattare il supporto JSTOR.

Impatto di solidi sospesi e materia organica sull’efficienza di disinfezione del cloro e UV dell’acqua grigia

Il riutilizzo dell’acqua grigia (GW) può ridurre il consumo di acqua domestica. Tuttavia, il GW deve essere trattato e disinfettato per proteggere la salute degli utenti. Questa ricerca ha studiato su scala di laboratorio e nelle configurazioni del flusso-through, che sono generalmente utilizzate nel trattamento GW su vasta scala l’efficienza di disinfezione delle due tecnologie comunemente usate (a) clorazione e (b) irradiazione UV a bassa pressione. I metodi di disinfezione sono stati studiati in una gamma comunemente trovata di solidi sospesi totali (TSS; 3.9–233 mg/L) e domanda di ossigeno biochimico 5-D (BOD₅) Concentrazioni (0–107 mg/L) come rappresentante/proxy della materia organica biodisponibile. L’effetto negativo dei TSS è iniziato anche a basse concentrazioni (5 L’inattivazione di FC è stata osservata solo quando la sua concentrazione era superiore a 50 mg/L. Sono stati sviluppati più modelli di regressione lineare in seguito ai risultati di laboratorio, stabilendo una correlazione tra inattivazione di FC mediante clorazione o irradiazione UV e FC, TSS e BOD iniziali₅ concentrazioni. I modelli sono stati validati rispetto ai risultati dei reattori a flusso e hanno spiegato la maggior parte della variabilità nell’inattivazione di FC misurata. Sono stati stabiliti fattori di conversione tra le scale di laboratorio e gli esperimenti di reattore a flusso. Questi consentono la previsione della concentrazione di cloro residua richiesto o la dose UV necessaria per un reattore a flusso in loco. Questo approccio è prezioso dalle prospettive operative e di ricerca.

1. introduzione

Le acque grigie (GW; acque reflue domestiche escluse l’acqua del bagno) riutilizzo per scopi non potabili, come l’irrigazione del giardino, possono ridurre la domanda di acqua domestica e, quindi, mitiga la pressione su risorse idriche esaurite riducendo i costi delle acque domestiche [1]. Tuttavia, GW non trattato contiene agenti patogeni e altri inquinanti e può comportare rischi ambientali e di salute se utilizzato senza trattamento e disinfezione [2,3]. La clorazione e l’irradiazione UV a bassa pressione sono probabilmente i metodi di disinfezione più utilizzati in piccoli sistemi GW in loco [4,5,6].

Il cloro è affidabilmente efficace contro un ampio spettro di microrganismi patogeni ed è considerato un disinfettante economico [3,7]. Inoltre, il cloro residuo rimane nell’effluente dopo l’applicazione, garantendo la disinfezione continua in tutto il sistema di trasporto, riducendo il potenziale ricrescita [8,9]. Inoltre, il dosaggio del cloro è flessibile e può essere controllato da dispositivi semplici a basso costo. Tuttavia, il cloro è tossico e corrosivo; Pertanto, il suo spazio di archiviazione, spedizione, gestione e applicazione deve essere gestito in modo responsabile.

L’irradiazione UV impedisce la replicazione dei microrganismi attraverso le reazioni fotochimiche che danneggiano i loro acidi nucleici nel DNA o nell’RNA [10]. Le ragioni principali per l’uso dell’irradiazione UV (254 nm) a bassa pressione nei piccoli sistemi in loco sono: (1) non richiede additivi chimici (che effettuano trasporto, stoccaggio e dosaggio irrilevanti), (2) è stato trovato a livello di investimento e operazioni, tra i virus, compresi i virus, inclusi i virus, tra cui virus e protozoi che sono stati mantenuti e che sono stati mantenuti e mantenuti in equipatichi, 4). sono semplici e sicuri [4].

Va notato che nelle diverse efficienze di disinfezione sono state riportate nelle installazioni su vasta scala [11] e alcuni studi hanno dimostrato che la qualità dell’acqua secondaria può ridurre l’efficienza sia della disinfezione al cloro che. In particolare, la presenza di particolato e sostanze organiche nell’acqua può avere un impatto negativo su questi metodi di disinfezione’ Performance [4,12]. Nel caso della clorazione, questo effetto negativo è espresso aumentando la domanda di cloro poiché la materia organica disciolta e sospesa viene ossidata dal cloro. Pertanto, l’efficienza di disinfezione complessiva diminuisce. I microrganismi si attaccano alle particelle presenti in acqua, riducendo così la possibilità di un efficiente contatto tra il microrganismo e il cloro, rispetto ai batteri non attaccati [12,1 3]. Ancora di più, la presenza di materia organica può ridurre ulteriormente l’efficienza di disinfezione al cloro stabilizzando le membrane cellulari microbiche [14]. Infine, la presenza di materia organica può portare alla formazione di sottoprodotti indesiderati di disinfezione (inclusi agenti cancerogeni noti o sospetti), non solo impedendo il processo di disinfezione [15], ma anche ponendo un rischio per la salute. Winward et al. [12] ha studiato gli effetti della materia organica e del particolato sulla disinfezione del cloro GW in un sistema batch e ha affermato che un aumento della materia organica ha migliorato la domanda di cloro ma non ha influenzato i coliformi totali’ Resistenza al cloro. Tuttavia, questi autori hanno raccomandato di rimuovere la materia organica prima della clorazione al fine di ridurre la domanda di cloro e il potenziale di ricrescita microbica.

Nel caso dell’irradiazione UV, le particelle interferiscono con l’esposizione dei microrganismi bersaglio all’irradiazione [15,16,17], proteggendoli o assorbendo o spargendo la luce, riducendo così la dose UV ricevuta dai microrganismi e, di conseguenza, il metodo’s efficienza. La presenza di particolato e organici in GW è stata notata in molti studi, ma solo pochi hanno discusso del loro impatto negativo sull’efficienza di disinfezione UV. Ad esempio, gli autori di [4] hanno studiato la disinfezione del GW artificiale, proposti limiti di 60 mg/L di solidi sospesi e una torbidità di 125 NTU, oltre la quale il GW non può praticamente essere disinfettato per ottenere una riduzione di 4-log di coliformi fecali (FC), a direzione delle dimensioni del reattore UVV. Rif. [18] ha raccomandato di rimuovere le particelle attraverso la filtrazione per ottenere un livello di torbidità di 2 NTU (unità di torbidità nefelometrica), per aumentare l’efficienza della disinfezione UV. Altri studi si sono concentrati sulle dimensioni delle particelle che bloccano i microrganismi dalla luce UV [12] e i tipi di particelle specifici associati ad alcuni batteri nel GW trattati che causano schermatura batterica dalla disinfezione UV [19].

È interessante notare che non esistono informazioni sistematiche per quanto riguarda l’impatto combinato di solidi sospesi e materia organica (misurata come domanda di ossigeno biochimico 5-D (BOD₅)), sulla disinfezione UV a bassa pressione e sulla disinfezione del cloro in unità batch e di disinfezione a flusso continuo. Questo studio mirava a testare l’efficienza di entrambi i metodi di disinfezione su GW in una gamma di solidi sospesi totali (TSS) e BOD₅ concentrazioni. Gli esperimenti sono stati condotti in configurazioni di laboratorio batch controllate e nei reattori a flusso. Inoltre, lo studio’Gli obiettivi S includevano lo sviluppo di modelli di regressione per prevedere l’impatto di TSS e BOD₅ su cloro e efficienza di disinfezione UV in entrambe le configurazioni.

2. Materiali e metodi

La ricerca è stata condotta in due fasi. Inizialmente, campioni GW trattati, che variano nei loro TSS e BOD₅ Concentrazioni, sono state disinfettate in una configurazione batch da una soluzione di ipoclorito o radiazione UV usando un raggio collimato. I risultati ottenuti da questa fase sono stati usati per sviluppare due modelli di regressione lineare multipli (uno per la clorazione e l’altro per l’irradiazione UV). Nella seconda fase, il GW trattato, dai sistemi di trattamento in loco (delineato sotto), è stato disinfettato in un’unità di disinfezione a flusso che utilizza uno dei due metodi: compresse di cloro o UV commerciale a bassa pressione. I modelli’ sono state studiate applicabilità e verifica, quindi confrontate con i risultati del secondo stadio.

2.1. Sistema di trattamento GW

Undici sistemi di zone umide verticali di flusso verticale a ricircolo su vasta famiglia (RVFCW) sono stati utilizzati per il trattamento del GW domestico (Figura S1). Il sistema RVFCW comprendeva due contenitori in plastica da 500 L (1.0 m × 1.0 m × 0.5 m) posizionati uno sopra l’altro. Il contenitore superiore che aveva un fondo perforato teneva un letto a tre strati piantato, mentre il contenitore inferiore funzionava come serbatoio. Il letto consisteva in uno strato inferiore di 10 cm di ciottoli calcare. GW è stato pompato da un serbatoio di uguaglianza di assestamento da 200 L da cui è stato trasmesso in cima al letto. Da lì, si è spento attraverso gli strati del letto (flusso insaturo) e nel serbatoio. GW è stato ricircolato dal serbatoio al letto superiore ad una velocità di circa 300 l/h per 8 ore, dopo di che è stato filtrato attraverso un filtro da 130 μm e quindi riutilizzato per l’irrigazione del giardino. Ulteriori dettagli sul sistema sono disponibili in [20,21].

2.2. Esperimento batch

Campioni GW domestici trattati (1 L) dagli 11 RVFCW sono stati raccolti almeno quattro volte lungo lo studio e portati in laboratorio poco dopo la raccolta in un dispositivo di raffreddamento. La qualità del GW trattato pre-disinfetto è stata esaminata per i seguenti parametri: TSS con il metodo gravimetrico, BOD₅ Utilizzando bottiglie da 300 ml standard, % di trasmissione di irradiazione a 254 nm mediante uno spettrofotometro (Genesys 10, Thermo), torbidità utilizzando un torbidimetro HACH 2100p e FC con metodi di filtrazione della membrana usando Agar MTEC (Lesher, Michigan USA, Acumedia). Tutte le analisi hanno seguito le procedure standard [22].

I campioni GW trattati sono stati esaminati come è o dopo che sono stati sottoposti ad aumenti di concentrazione in TSS (concentrazioni finali di TSS che vanno da 1-130 mg/L) o materia organica (misurata come BOD₅ con concentrazioni che vanno da 3-100 mg/L) o una combinazione di particelle sospese e concentrazioni di materia organica a diversi rapporti. L’aumento del TSS è stato condotto aggiungendo diverse quantità di solidi sospesi secchi in polvere al GW trattato. I solidi sospesi sono stati preparati concentrando GW grezzo (centrifugazione a 6000 giri / min per 5 minuti) e asciugando il pellet a 60 ° C per 48 ore. La concentrazione di materia organica è stata aumentata dall’introduzione di diverse quantità di 0.2 μm- GW grezzo filtrato con BOD noto₅ Concentrazioni al GW trattato. I componenti richiesti sono stati agitati in un becher per 15 minuti per produrre una miscela uniforme. Inoltre, FC è stato introdotto aggiungendo < 0.5 mL/L GW sample of kitchen effluent to ensure FC concentrations of 10 4 to 10 5 CFU/100 mL. Overall, 432 combinations were tested.

I sottocampioni sono stati analizzati prima e dopo la disinfezione, quando l’efficienza di disinfezione è stata determinata calcolando l’inattivazione del registro di FC.

2.2.1. Esperimento di clorazione

L’applicazione efficiente di un agente di disinfezione dovrebbe prendere in considerazione la dose richiesta, che può essere ottenuta variando la concentrazione di cloro e il tempo di contatto di disinfezione. La dose richiesta varia in base alla domanda di cloro (caratteristiche delle acque reflue) e ai requisiti residui di cloro. Secondo [23] la concentrazione di cloro residuo libero dovrebbe essere ≥0.5 mg/l dopo almeno 30 minuti di contatto a pH < 8.0. Subsamples were disinfected in a batch mode. Initially, the chlorine demand of the subsamples was determined. For this, aliquots of 25 mL were exposed to four different chlorine doses of 0.5, 1, 3, and 6 mg/L. Samples were gently stirred and after 1 h, the total and free residual chlorine levels were determined by the DPD method [22].

2.2.2. Configurazione del raggio collimate

Un apparato UV su scala da banco quasi parallelo (Trojan Technologies Inc., Ontario, Canada) è stato utilizzato per testare l’efficienza della disinfezione UV (Figura S2). Il sistema consisteva in una lampada UV con vapore di mercurio a bassa pressione a bassa pressione da 11 w, emettendo radiazioni UV monocromatiche a 254 nm direttamente su un fascio collimato non inflessibile interno di 25 cm con un diametro di 40 mM. È stato utilizzato un radiometro ILT 1700 (Light International, Peabody, Massachusetts, USA) con un rilevatore sensibile a 254 nm (IL fotonico SED240) per misurare l’intensità della luce UV incidente. I campioni (25 ml di aliquote) sono stati posizionati sotto il tubo di collimazione in un piatto di cristallizzazione da 50 × 35 mm e miscelati con barra di agitazione (~ 110 giri / min) consentendo un’applicazione di dose UV uniforme all’intero campione.

Il controllo sulla dose UV è stato condotto da un otturatore che ha permesso di modificare il tempo di esposizione del campione agitato. I campioni sono stati esposti a tre dosi di irradiazione UV: 7.5, 15 e 30 mj/cm 2 . I tempi di esposizione per ciascuna dose UV dipendevano da diversi fattori, tra cui: intensità di incidenti, riflessione, fattori di Petri, divergenza e fattori dell’acqua. I metodi utilizzati per determinare questi fattori sono descritti in [24]. I fattori di divergenza e riflessione erano costanti in tutti gli esperimenti e i loro valori erano 0.960 e 0.975, rispettivamente. Il fattore di Petri veniva calcolato ogni settimana e messo in media 0.88 ± 0.05. Il fattore d’acqua variava da 0.40 a 0.89 e l’intensità dell’incidente misurata sulla superficie dell’acqua variava da 0.30 a 0.32 mw/cm 2 .

2.3. Configurazioni di flusso-through

I campioni GW trattati (10 L) sono stati prelevati dal RVFCW unifamiliare su larga scala in loco (Sezione 2.1 sopra), immediatamente trasportato in laboratorio e serviva da afflusso alle unità di disinfezione a flusso continuo. Tutti i campioni sono stati analizzati per TSS, BOD₅, % trasmissione di irradiazione a 254 nm, torbidità e FC come descritto sopra. Dopo la disinfezione, i campioni sono stati nuovamente analizzati per FC.

2.3.1. Camera di clorazione a flusso-through

La clorazione è stata eseguita scaricando il GW trattato (a una portata predeterminata) tramite una camera da 500 ml contenente una compressa HTH a rilascio lento (ipoclorito ad alto test; 70% disponibile cloro, idro-line, silinierby, Finlandia). La camera era un alloggiamento del filtro AMIAD da 500 ml senza filtro (modello. BSP 1 ″, Amiad Ltd., Amiad, Isael; Figura 1A). Una singola compressa di cloro è stata collocata nella camera del flusso-through ed è stata progettata per dissolversi lentamente mentre l’acqua scorre attraverso la camera, secondo il tempo di contatto determinato. La camera era collegata ad entrambe le estremità ai tubi; Il tubo di ingresso è stato collegato a una pompa per acquari sommersa (Atman, modello a 102, Guangdong, Cina) che ha regolato il flusso di input a 8 L/min, imitando i tassi tipici nei normali sistemi di giardino di riutilizzo GW. In altre parole, ogni campione di GW trattato è stato esposto allo stesso tempo di contatto, sebbene la qualità del GW trattato fosse abbastanza diversa e, quindi, potrebbe esserci una grande variabilità nella dose di cloro richiesta. I campioni clorurati sono stati raccolti dal tubo di uscita.

2.3.2. Reattore UV di flusso-through

Un reattore UV a flusso continuo a bassa pressione (Uv6a, Watertec Inc., Pan- Chiao Taipei, Taiwan) con un tempo di avvio dall’accensione alla massima intensità di 100 s per irradiare i campioni (Figura 1B). Il reattore (43 ml di volume) conteneva una lampada da mercurio da 4 W a bassa pressione ed era 1.6 cm di diametro e 13.5 cm di lunghezza. Maggiori dettagli sul reattore UV sono disponibili in [25]. La lampada è stata attivata almeno 120 s, dopo di che i campioni GW trattati sono stati pompati attraverso il reattore usando una pompa peristaltica (Masterflex, Cole-Parmer Instrument Co Co., Chicago, IL, USA) ad una portata di 24 L/H. L’actinometria chimica di ioduro -indicato (per i dettagli vedi [25]) è stata utilizzata per determinare la dose UV media effettiva nel reattore che è risultato essere 44 mj/cm 2, con una lampada calcolata di 2.8 mw/cm 2 e un tempo di permanenza medio di 14 s.

2.4. Modelli di regressione lineare multipla (MLR)

I risultati degli esperimenti batch sono stati usati per sviluppare modelli MLR. I modelli hanno lo scopo di prevedere l’inattivazione del registro di FC in base ai parametri di qualità dell’acqua e alla dose di disinfettante applicata (cloro o irradiazione UV). I parametri di qualità dell’acqua scelti per il modello (TSS, BOD₅ e le concentrazioni di log fc nel GW prima della disinfezione) si prevede che influenzino in modo significativo la previsione del modello e il coefficiente di determinazione (R 2). I modelli sviluppati sono stati validati rispetto ai risultati dei campioni di acque grigi in loco ottenuti dagli esperimenti di reattore a flusso-through. Infine, i modelli sono stati usati per proporre un fattore di conversione tra le configurazioni di laboratorio di laboratorio batch del fascio collimato o collimate UV e i risultati sperimentali dei reattori a flusso continuo.

3. Risultati e discussione

3.1. Esperimenti batch

Campioni GW trattati, contenenti BOD diverso₅ e le concentrazioni di TSS, sono state disinfettate dall’irradiazione di cloro o UV. Al fine di distinguere tra l’effetto di ciascun parametro (TSS o BOD disciolto₅) Alla riduzione di FC, i risultati degli esperimenti di disinfezione batch (clorazione o irradiazione UV) sono stati divisi in due categorie: (1) Modifica della concentrazione di TSS mantenendo il BOD₅ Concentrazione inferiore a 10 mg/L e (2) cambiando il BOD₅ Concentrazione mantenendo la concentrazione di TSS al di sotto di 10 mg/l. Queste soglie sono state scelte in conformità con il governo israeliano&rsquo;S Regolazione per il riutilizzo delle acque reflue trattate illimitate in irrigazione [26]. Va notato che la gamma di TSS e BOD₅ Le concentrazioni utilizzate in questo studio rappresentano le concentrazioni che si trovano in GW [27].

3.1.1. Clorazione

Come previsto, la presenza di TSS e materia organica ha ridotto l’efficienza della clorazione della rimozione di FC ed è stata più pronunciata per le concentrazioni iniziali di cloro iniziali utilizzate, come 0.5 e 1 mg/l.

La riduzione dell’efficienza della clorazione era generalmente più pronunciata quando la concentrazione di TSS era aumentata, piuttosto che quando BOD₅ Le concentrazioni erano più elevate (Figura 2). Inoltre, l’effetto negativo dei TSS è iniziato anche a basse concentrazioni (5 L’inattivazione di FC è stata osservata solo quando la sua concentrazione era superiore a 50 mg/L. Questi risultati sono coerenti con i risultati precedenti [12,13] che hanno suggerito che i coliformi in GW erano associati a particelle e che fossero riparati da essi; Pertanto, erano resistenti alla disinfezione, mentre la materia organica ha influenzato la domanda di cloro (e quindi la concentrazione residua di cloro) ma non la resistenza batterica.

3.1.2. Raggio collimato

L’efficienza di disinfezione UV di FC è aumentata all’aumentare della dose UV ma è stata influenzata negativamente dalla presenza di TSS e BOD₅ (Figura 3). Ciò è stato previsto dato che questi componenti sono noti per assorbire e/o disperdere la luce, riducendo così la dose UV assorbita dai batteri [16,28,29,30]. Questi risultati sono in linea con [13] che ha raccomandato la filtrazione prima della disinfezione UV, per rimuovere le particelle, per una disinfezione più efficiente.

L’aumento della concentrazione di TSS ha ridotto l’efficienza di disinfezione UV più che aumentare il BOD₅ Concentrazione (Figura 4). La riduzione dell’efficienza di inattivazione FC UV è stata più pronunciata alle dosi UV più basse (7.5 e 15 mj/cm 2). A quelli di 7.5 mj/cm 2, la soglia per la riduzione dell’efficienza di inattivazione di Fc era di 50 mg/L TSS, raggiungendo ~ 1 log di riduzione dell’efficienza di inattivazione quando la concentrazione di TSS era ~ 100 mg/L. Alla dose UV di 15 mj/cm 2, l’effetto di TSS elevato sulla rimozione di FC era inferiore e alla dose UV di 30 mj/cm 2 non era certo osservato. Questi risultati concordano con i risultati precedenti di [4] che hanno dichiarato che una riduzione di 4-log di FC può essere ottenuta mediante irradiazione UV a bassa pressione quando la concentrazione di TSS è mantenuta al di sotto di 60 mg/L. Al contrario, alla più alta dose esaminata di 30 mj/cm 2, è stata raggiunta quasi il 100% di inattivazione di FC per l’intera gamma di TSS e BOD₅ Concentrazioni testate.

Bod₅ (disciolto) ha mostrato una tendenza diversa rispetto al TSS, con inattivazione FC a malapena che cambia quando la dose UV è aumentata da 15 a 30 mj/cm 2 . È stato ottenuto quasi il 100% di inattivazione di FC per l’intera gamma di BOD₅ Concentrazioni testate (mantenendo TSS < 10 mg/L) for UV doses of 15 mJ/ cm 2 and higher. This indicates that TSS influence UV disinfection efficiency more than dissolved organic substances. These findings were demonstrated previously by [31] who suggested that adjusting UV absorption through the composition of organic extracellular polymeric substances does not have a significant effect on UV disinfection. Furthermore, Ref. [30] compared the levels of UV absorption of various constituents and determined that wastewater and surface water organic matter exhibit lower UV absorption than suspended solids.

3.2. Modello di regressione lineare multipla (MLR)

I modelli MLR sono stati sviluppati per descrivere la relazione tra l’inattivazione del registro FC e TSS, BOD₅, Concentrazione di log fc del GW trattato (prima della disinfezione) e del cloro residuo totale misurato (equazione (1)) o della dose UV applicata (equazione (2)).

Fc_{inattivazione} = β₁· [BOD₅] + β₂· [TSS]+ β₃· [Log fc raw]+ β₄· [Cloro residuo]

Fc_{inattivazione} = β₅· [BOD₅]+ β₆· [TSS]+ β₇· [Log fc raw]+ β₈· [Dose UV]

dove fc_{inattivazione} è in registro (CFU/100 ml); Bod₅, TSS e cloro residuo sono in mg/L; log fc raw è nel registro (CFU/100 ml); Dose UV in MJ/cm 2 e β₁–Β₈ sono coefficienti che stimano le variabili esplicative (Tabella 1).

Va notato che sono stati esplorati modelli più complessi contenenti combinazioni delle variabili esplicative (comprese le interazioni tra loro). Tuttavia, poiché non hanno aumentato l’adattamento dei modelli, vengono presentati quelli più semplici. Per confrontare gli effetti delle varie variabili esplicative sull’efficienza di disinfezione UV/clorazione, un test di dimensione dell’effetto, che viene utilizzato per valutare le variabili&rsquo; Effetti su un modello suggerito, è stato applicato. In questo test, il valore p è stato trasformato in Logworth (−Log₁₀(valore p)), supponendo che effetti più grandi portino a valori p più significativi e valori di Logworth più grandi (Tabella 1).

Entrambi i modelli hanno indicato che la concentrazione microbica iniziale era il parametro più significativo (con un effetto positivo). Nel caso della clorazione, la concentrazione microbica iniziale è stata seguita da TSS e quindi BOD₅ concentrazioni; Entrambi hanno provocato una riduzione dell’inattivazione di FC (effetto negativo). Questi risultati sono coerenti con la teoria stabilita e dimostrano l’effetto negativo di TSS e BOD₅ sulla disinfezione del cloro. Molto probabilmente, parte del corpo₅ e i TSS hanno aumentato la domanda di cloro in quanto sono stati ossidati, riducendo così la concentrazione attiva del cloro nell’effluente e, di conseguenza, abbassando l’inattivazione di FC. Inoltre, come sopra, TSS e BOD₅ Può influire sull’efficienza della clorazione aumentando la resistenza batterica a causa della stabilizzazione delle membrane cellulari microbiche [14] o a causa dell’attacco batterico a solidi sospesi [12,13].

Il modello MLR, ottenuto dal raggio collimato UV, indica che elevate concentrazioni microbiche iniziali e elevate dosi UV comportano una maggiore inattivazione di FC, aumentando le concentrazioni di TSS comportano una riduzione dell’inattivazione FC. In questo caso, l’effetto del corpo disciolto₅ non era significativo (nell’intervallo testato). Questi risultati sono coerenti con la teoria stabilita e dimostrano l’effetto negativo del TSS sulla disinfezione UV, probabilmente a causa del &ldquo;Effetto di schermatura e ombreggiatura&rdquo; di particelle [29].

3.3. Configurazioni di flusso-through e verifica del modello

Le concentrazioni di FC, TSS e BOD₅ Da GW trattati pre-disinfettati (11 sistemi in loco) variava da 0-10 6 CFU/100 ml, 3.9–233 mg/L e 0–107 mg/L, rispettivamente (Tabella 2). Anche i conteggi FC dopo la disinfezione sono stati analizzati e confrontati con le previsioni dei modelli.

I modelli MLR, sviluppati in base agli esperimenti in fase batch, sono stati verificati rispetto ai risultati delle configurazioni di disinfezione a flusso continuo (Camera di clorazione e reattore UV) e sono stati trovati statisticamente significativi (P < 0.0001), with R 2 = 0.60 and R 2 = 0.84 for the chlorination and UV irradiation, respectively (Figure 5b,d). Although the quality of the treated GW from the two phases was quite different, as were the means of chlorination and UV irradiation, the models fitted well and explained most of the variability in the measured FC inactivation.

La correlazione per la clorazione suggerisce che sarebbe possibile prevedere la concentrazione residua di cloro residua necessaria per i reattori continui (comune nei sistemi di trattamento su vasta scala), dato FC, BOD₅ e le concentrazioni di TSS nel GW trattato (prima della clorazione) e la concentrazione finale di FC richiesta dopo la clorazione, come descritto nell’equazione (3).

*

dove richiesto cloro residuo, BOD ₅ e TSS sono in mg/l; L’inattivazione di FC è nel registro (CFU/100 ml).

Controllare la concentrazione residua di cloro in un reattore di disinfezione a flusso per una certa qualità GW richiederebbe manipolare la quantità di cloro nel reattore (E.G., Numero di compresse di cloro) e/o tempo di contatto (modificando la portata).

Per quanto riguarda la disinfezione UV, è interessante notare che è stata rilevata la differenza tra il modello (basato sulla previsione del batch del fascio collimato) delle efficienze di inattivazione di FC e i risultati del reattore a flusso-through (Figura 5D). Questa differenza molto probabilmente è derivata dal diverso modo in cui è stata applicata l’irradiazione UV. Nel raggio collimato, i campioni erano piccoli, ben miscelati e direttamente irradiati, mentre nel reattore UV di flusso-through, il regime di flusso era più complesso (essendo parzialmente ben miscelato e parzialmente plug-flow [25]). Pertanto, non tutto il GW che passa attraverso il reattore ha ricevuto la stessa dose UV, il che significa che non tutto FC presente nel GW è stato esposto alla stessa dose. Per la stessa inattivazione del registro, la divisione della dose UV misurata nel reattore a flusso-through (44 mj/cm 2 in questo studio) mediante la dose UV prevista dal modello (in base ai risultati del fascio collimati in batch) ha prodotto un fattore di correzione (CF).47 (std = 1.25). Questo fattore trasforma la dose UV richiesta per una certa inattivazione di FC negli esperimenti del lotto del fascio collimati alla dose richiesta dal reattore a flusso UV per la stessa inattivazione FC. In altre parole, al fine di ottenere lo stesso registro inattivazione FC per acque di qualità comparabile (i.e., Concentrazioni FC TSS, BOD5 e pre-disinfezione), la dose UV richiesta nel reattore a flusso-through è 7.47 volte superiore alla dose richiesta nel raggio collimato. Refs. [32,33] riportano differenze simili tra risultati sperimentali del fascio collimati e risultati del reattore a flusso. Utilizzando il modello modificato dal CF, la dose UV richiesta nei reattori a flusso-through può essere valutata in base ai test di laboratorio (equazione (4)).

[r e q u i r e d u v d o s e] = c f · f c i n a c t i v a t i o n – β 5 · [b o d 5] – β 6 · [t s s] – β 7 · [log f c r a w] β 8

Dove la dose UV richiesta è in MJ/cm 2, l’inattivazione FC è nel registro (CFU/100 ml), BOD ₅ e TSS sono in mg/l; Log FC Row in Log (CFU/100 ml); CF: 7.47 (senza unità).

4. Conclusioni

Questo studio ha quantificato gli effetti della qualità delle acque grigie trattate (TSS, BOD₅, e FC) sulla clorazione e l’efficienza di disinfezione UV nelle configurazioni di flusso batch e continuo.

Si è scoperto che l’efficienza della disinfezione del cloro di GW trattato diminuisce a causa dell’aumento del TSS e del BOD₅ concentrazioni, in cui l’effetto del TSS era continuo a partire da basse concentrazioni, mentre l’effetto del BOD₅ è diventato significativo solo al di sopra di una certa concentrazione di soglia. Gli esperimenti di clorazione batch hanno dimostrato che la sostanza organica disciolta influisce sull’efficienza della clorazione significativamente inferiore rispetto ai TSS, come riflesso dal valore di Logworth molto più basso. Sulla base dei risultati della clorazione batch, è stato sviluppato un modello MLR e verificato con successo rispetto ai risultati di un’unità di clorazione a flusso-through.

I risultati degli esperimenti di disinfezione UV batch suggeriscono che l’efficienza di disinfezione UV della GW trattata diminuisce a seguito dell’aumento delle concentrazioni di TSS oltre un valore di soglia di 50 mg/L. Tuttavia, con l’aumentare della dose UV applicata, l’influenza del TSS è diminuita. L’effetto del corpo disciolto₅ sull’efficienza di disinfezione UV è risultata trascurabile (nell’intervallo di concentrazione testato).

Allo stesso modo, in base agli esperimenti di disinfezione UV batch è stato sviluppato un modello MLR ed è stato verificato rispetto ai risultati di GW trattati che è stato disinfettato da un reattore UV a flusso-through. Utilizzando questi due modelli, si può valutare la dose UV o la concentrazione residua di cloro richiesta nei reattori a flusso in base ai risultati batch. Questo approccio è prezioso non solo dal punto di vista operativo, ma anche dal punto di vista della ricerca.

Materiali supplementari

Di seguito sono disponibili online su https: // www.mdpi.COM/2073-4441/13/2/214/S1, Figura S1: Schema del sistema di trattamento GW di flusso verticale di ricircolo in loco (RVFCW) (dopo Alfiya et al., 2013); Figura S2: sistema di travi collimati di Trojan UV che esclude l’otturatore.

Contributi dell’autore

Concettualizzazione, acquisizione di finanziamento, metodologia, supervisione, revisione e editing: a.G. e e.F. Metodologia, cura dei dati di convalida, scrittura: D.F.C. e y.UN. Visualizzazione, scrittura: bozza originale, amministrazione del progetto: y.G. Tutti gli autori hanno letto e concordato la versione pubblicata del manoscritto.

Finanziamento

Questa ricerca è stata finanziata dal Zuk Maccabi Research Fund.

Dichiarazione del comitato di revisione istituzionale

Non applicabile.

Dichiarazione di consenso informato

Non applicabile.

Dichiarazione di disponibilità dei dati

I dati sono contenuti nell’articolo o nel materiale supplementare.

Conflitto di interessi

Gli autori dichiarano assenza di conflitto di interesse. I finanziatori non hanno avuto alcun ruolo nella progettazione dello studio; Nella raccolta, analisi o interpretazione dei dati; nella stesura del manoscritto o nella decisione di pubblicare i risultati.

Nomenclatura

Bod5	Richiesta di ossigeno biochimico di cinque giorni
Fc	coliformi fecali
GW	acqua grigia
Mlr	Regressione lineare multipla
Rvfcw	Wetland costruito dal flusso verticale a ricircolo
TSS	solidi sospesi totali
UV	Irradiazione ultravioletta
β1–Β8	coefficienti

Riferimenti

1. Maimon, a.; Tal, a.; Friedler, e.; Lordo, a. Riutilizzo in loco sicuro di acqua grigia per irrigazione: una revisione critica delle linee guida attuali. Environ. Sci. Technol. 2010, 44, 3213–3220. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]
2. Marzo, j.G.; Gual, m. Studi sulla clorazione dell’acqua grigia. Desalinizzazione 2009, 249, 317–322. [Google Scholar] [CrossRef]
3. Usepa (u.S. Agenzia per la protezione ambientale). Manuale dei sistemi di trattamento delle acque reflue in loco; EPA 625-R-00-008, Office of Water; U.S. Agenzia per la protezione ambientale: Washington, DC, USA, 2002. [Google Scholar]
4. Fenner, r.UN.; Komvuschara, k. Un nuovo modello cinetico per la disinfezione ultravioletta dell’acqua grigia. J. Environ. Eng. 2005, 131, 850–864. [Google Scholar] [CrossRef]
5. Ekeren, k.M.; Hodgson, b.UN.; Sharvelle, s.E.; De long, s.K. Indagine sulla disinfezione del patogeno e la ricrescita in un semplice sistema di riciclaggio in acque grigi per il lavaggio della toilette. Desalinition Water Treat. 2016, 57, 26174–26186. [Google Scholar] [CrossRef]
6. Oh, k.S.; Leong, j.Y.C.; Poh, p.E.; Chong, m.N.; Von lau, e. Una revisione delle questioni relative al riciclaggio del riciclaggio delle acque grigie: sfide e prospettive future in Malesia. J. Pulito. Prod. 2018, 171, 17–29. [Google Scholar] [CrossRef]
7. Leverenz, h.L.; Darby, j.; Tchobanoglous, g. Confronto di un cloro disponibile in commercio e un’unità di disinfezione ultravioletta per i sistemi di acque reflue in loco. Piccoli flussi mag. 2007, 8, 11–21. [Google Scholar]
8. Friedler, e.; Kovario, r.; Ben-zvi, a. Studio comparativo della qualità microbica dell’acqua grigio trattata da tre sistemi di trattamento in loco. Environ. Technol. 2006, 27, 653–663. [Google Scholar] [CrossRef]
9. Friedler, e.; Yardeni, a.; Gilboa, y.; Alfiya, y. Disinfezione dell’effluente di acque grigi e potenziale di ricrescita dei batteri selezionati. Acqua Sci. Technol. 2011, 63, 931–940. [Google Scholar] [CrossRef]
10. USEPA (Agenzia per la protezione ambientale degli Stati Uniti). Manuale di orientamento alla disinfezione ultravioletta per la regola del trattamento delle acque superficiali a lungo termine finale 2 a lungo termine; EPA 815-R-06-007 Office of Water; USEPA: Washington, DC, USA, 2006. [Google Scholar]
11. Benami, m.; Gillor, o.; Lordo, a. La questione della quantificazione dei patogeni in acque grigie disinfettate. Sci. Totale ambiente. 2015, 506, 496–504. [Google Scholar] [CrossRef]
12. Winward, g.; Avery, l.; Stephenson, t.; Jefferson, b. Disinfezione ultravioletta (UV) dell’acqua grigia: effetti della dimensione delle particelle. Environ. Technol. 2008, 29, 235–244. [Google Scholar] [CrossRef]
13. Bohrerova, z.; Linden, k.G. Disinfezione ultravioletta e cloro di Mycobacterium nelle acque reflue: effetto dell’aggregazione. Water Environ. Res. 2006, 78, 565–571. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]
14. Virto, r.; Manas, p.; Alvarez, i.; Condon, s.; Raso, j. Danni a membrana e inattivazione microbica da parte del cloro in assenza e presenza di un substrato che richiede il cloro. Appl. Environ. Microbiol. 2005, 71, 5022–5028. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed] [versione verde]
15. Onga, z.C.; AsadsangabifardB, m.; Ismailb, z.; Tama, J.H.; Roushenasa, p. Progettazione di un sistema di trattamento con acqua grigio compatta ed efficace in Malesia. Desalinition Water Treat. 2019, 146, 141–151. [Google Scholar] [CrossRef]
16. Christensen, j.; Linden, k.G. Come le particelle influenzano la luce UV nella disinfezione UV dell’acqua potabile non filtrata. J. Sono. Water Works Assoc. 2003, 95, 179–189. [Google Scholar] [CrossRef]
17. Carré, e.; Pérot, j.; Jauzein, v.; Lopez-Ferber, m. Impatto delle particelle sospese sulla disinfezione UV dell’effluente di sussultazione attivata con l’obiettivo della bonifica. J. Processo d’acqua Eng. 2018, 22, 87–93. [Google Scholar] [CrossRef]
18. Beck, s.E.; Rodríguez, r.UN.; Salveson, a.; Goel, n.; Rhodes, s.; Kehoe, p.; Linden, k.G. Metodi di disinfezione per il trattamento degli standard di riutilizzo dell’acqua TOC a basso TOC. J. Environ. Eng. 2013, 139, 1137-1145. [Google Scholar] [CrossRef]
19. Madge, b.UN.; Jensen, J.N. Disinfezione ultravioletta di coliforme fecale nelle acque reflue municipali: effetti della dimensione delle particelle. Water Environ. Res. 2006, 78, 294–304. [Google Scholar] [CrossRef]
20. Lordo, a.; Shmueli, o.; Ronen, z.; Raveh, e. Flusso verticale riciclato Wetland costruito (RVFCW): un nuovo metodo di riciclaggio delle acque grigie per l’irrigazione del paesaggio in piccole comunità e famiglie. Chemosfera 2007, 66, 916–923. [Google Scholar] [CrossRef]
21. Alfiya, y.; Lordo, a.; Sklarz, m.; Friedler, e. Affidabilità dei sistemi di trattamento con acqua grigio in loco in ambienti mediterranei e aridi: un caso di studio. Acqua Sci. Technol. 2013, 67, 1389–1395. [Google Scholar] [CrossRef]
22. Apha; Awwa; Wef. Metodi standard per l’esame dell’acqua e delle acque reflue, 22 ° ed.; American Public Health Association, American Water Works Association, Water Environment Federation: Washington, DC, USA, 2012. [Google Scholar]
23. Who (Organizzazione mondiale della sanità). Linee guida per l’uso sicuro di acque reflue, escreta e acqua grigia – Volume 1 e Vol. 4 – Uso di screti e acque grigie nella politica agricola e nei aspetti normativi; Chi: Ginevra, Svizzera, 2006. [Google Scholar]
24. Mamane, h.; Linden, k.G. Disinfezione UV delle spore aerobiche indigene: implicazioni per la convalida del reattore UV in acque non filtrate. Residenza d’acqua. 2004, 38, 2898–2906. [Google Scholar] [CrossRef]
25. Friedler, e.; Gilboa, y. Prestazioni della disinfezione UV e della qualità microbica dell’effluente di acque grigie lungo un sistema di riutilizzo per il lavaggio del water. Sci. Totale ambiente. 2010, 408, 2109–2117. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]
26. Inbar, y. Nuovi standard per il riutilizzo delle acque reflue trattate in Israele. Nella valutazione del rischio di riutilizzo delle acque reflue, nel processo decisionale e sulla sicurezza ambientale; Springer: Berlino/Heidelberg, Germania, 2007; pp. 291–296. [Google Scholar]
27. Lordo, a.; Maimon, a.; Alfiya, y.; Friedler, e. Riutilizzo delle acque grigie; CRC Press: New York, NY, USA, 2015. [Google Scholar]
28. Crittenden, j.; Trussell, r.; Mano, d.; Howe, k.; Tchobanoglous, g. Trattamento delle acque: principi e design, 2a ed.; John Wiley & Sons Inc.: Hoboken, NJ, USA, 2005. [Google Scholar]
29. Mamane, h. Impatto delle particelle sulla disinfezione UV sugli effluenti dell’acqua e delle acque reflue: una revisione. Rev. Chimica. Eng. 2008, 24, 65–157. [Google Scholar] [CrossRef]
30. Cantwell, r.E.; Hofmann, r. Proprietà di assorbimento ultravioletto del particolato sospeso in acque superficiali non trattate. Residenza d’acqua. 2011, 45, 1322–1328. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]
31. Scott, h.E.; Liss, s.N.; Farnood, r.R.; Allen, d.G. Disinfezione ultravioletta dell’effluente del reattore in batch di sequenziamento: uno studio sulle proprietà fisioochimiche delle prestazioni del floc e della disinfezione microbica. J. Environ. Eng. Sci. 2005, 4, S65 – S74. [Google Scholar] [CrossRef]
32. Cabaj, a.; Sommer, r.; Schoenen, d. Biodosimetria: calcoli del modello per dispositivi di disinfezione dell’acqua UV per quanto riguarda le distribuzioni della dose. Residenza d’acqua. 1996, 30, 1003–1009. [Google Scholar] [CrossRef]
33. Kuo, J.; Chen, c.L.; Nellor, m. Protocollo di test del fascio collimati standardizzato per la disinfezione ultravioletta d’acqua/acque reflue. J. Environ. Eng. 2003, 129, 774–779. [Google Scholar] [CrossRef]

Figura 1. Unità flow-through: (UN) camera di clorazione; (B) Reattore UV.

Figura 1. Unità flow-through: (UN) camera di clorazione; (B) Reattore UV.

figura 2. Effetti di TSS e BOD disciolto₅ Concentrazioni nell’acqua grigia trattata sull’inattivazione del coliforme fecale entro un intervallo di concentrazione di cloro residua totale di 0.5–1.5 mg/L per tre diversi scenari: aumento di TSS (UN), aumento del BOD₅ (B) e aumento di TSS e BOD₅ (C). I colori rappresentano l’inattivazione percentuale dal 96-100 % con un intervallo di linea di 0.5%.

figura 2. Effetti di TSS e BOD disciolto₅ Concentrazioni nell’acqua grigia trattata sull’inattivazione del coliforme fecale entro un intervallo di concentrazione di cloro residua totale di 0.5–1.5 mg/L per tre diversi scenari: aumento di TSS (UN), aumento del BOD₅ (B) e aumento di TSS e BOD₅ (C). I colori rappresentano l’inattivazione percentuale dal 96-100 % con un intervallo di linea di 0.5%.

Figura 3. Effetti di TSS e BOD disciolto₅ Concentrazioni nell’acqua grigia trattata sull’inattivazione di coliformi fecali sotto tre dosi UV: (UN) 7.5, (B) 15 e (C) 30 mj/cm 2 . I colori rappresentano l’inattivazione percentuale dal 96-100% con un intervallo di linea di 0.5%.

Figura 3. Effetti di TSS e BOD disciolto₅ Concentrazioni nell’acqua grigia trattata sull’inattivazione di coliformi fecali sotto tre dosi UV: (UN) 7.5, (B) 15 e (C) 30 mj/cm 2 . I colori rappresentano l’inattivazione percentuale dal 96-100% con un intervallo di linea di 0.5%.

Figura 4. Effetti di TSS e BOD disciolto₅ sull’inattivazione FC sotto tre dosi UV: 7, 15 e 30 MJ/cm 2: (UN) a basso corpo₅ Concentrazione (b) a bassa concentrazione di TSS (

Figura 4. Effetti di TSS e BOD disciolto₅ sull’inattivazione FC sotto tre dosi UV: 7, 15 e 30 MJ/cm 2: (UN) a basso corpo₅ Concentrazione (b) a bassa concentrazione di TSS (

Figura 5. MLR – previsto vs. Inattivazione FC misurata: (UN) configurazione di clorazione batch, (B) Camera del flusso di cloro, (C) Raggio collimato UV e (D) Reattore a flusso UV.

Figura 5. MLR – previsto vs. Inattivazione FC misurata: (UN) configurazione di clorazione batch, (B) Camera del flusso di cloro, (C) Raggio collimato UV e (D) Reattore a flusso UV.

Tabella 1. Disinfezione della clorazione/UV: coefficienti dei modelli MLR.

Tabella 1. Disinfezione della clorazione/UV: coefficienti dei modelli MLR.

Variabile esplicativa	Coefficiente	Stima	P -Value	Logworth
Clorazione batch	Bod disciolto5 (mg/l)	β1	−0.016		5.43
	TSS (Mg/L)	β2	−0.013		10.8
	Log fc raw (log (CFU/100 ml))	β3	0.831		22.8
	Cloro residuo (mg/l)	β4	0.644		2.83
Irradiazione UV Climated Beam	Bod disciolto5 (mg/l)	β5	0.001	0.2211 *	0.20
	TSS (Mg/L)	β6	−0.012		23.0
	Log fc raw (log (CFU/100 ml))	β7	0.495		43.5
	Dose UV (MJ/cm 2)	β8	0.059		38.2

* non statisticamente significativo.

Tavolo 2. Livelli di qualità di campioni GW trattati pre-disinfettati, da 11 sistemi di trattamento in loco, che sono stati utilizzati negli esperimenti di flusso-through. Ogni sito è stato campionato quattro volte (n = 44 campioni).

Tavolo 2. Livelli di qualità di campioni GW trattati pre-disinfettati, da 11 sistemi di trattamento in loco, che sono stati utilizzati negli esperimenti di flusso-through. Ogni sito è stato campionato quattro volte (n = 44 campioni).

Allineare	Media	Mediano
TSS (Mg/L)	3.9–233	38	15
Bod disciolto5 (mg/l)	0–107	41	37
% Trasmissione254 nm	39–85	64	67
Turbidità (NTU)	1.47–512	87	18
FC (CFU/100 ml)	0–10 6	10 5	10 5

Editore&rsquo;S Nota: MDPI rimane neutrale per quanto riguarda le rivendicazioni giurisdizionali nelle mappe pubblicate e nelle affiliazioni istituzionali.

Condividere e citare

Stile MDPI e ACS

Friedler, e.; F. Chavez, d.; Alfiya, y.; Gilboa, y.; Lordo, a. Impatto di solidi sospesi e materia organica sull’efficienza di disinfezione del cloro e UV dell’acqua grigia. Acqua 2021, 13, 214. https: // doi.org/10.3390/W13020214

Stile AMA

Friedler E, F. Chavez D, Alfiya Y, Gilboa Y, Gross a. Impatto di solidi sospesi e materia organica sull’efficienza di disinfezione del cloro e UV dell’acqua grigia. Acqua. 2021; 13 (2): 214. https: // doi.org/10.3390/W13020214

Chicago/Turabian Style

Friedler, Eran, Diana F. Chavez, Yuval Alfiya, Yael Gilboa e Amit Gross. 2021. “Impatto dei solidi sospesi e della materia organica sull’efficienza di disinfezione del cloro e UV dell’acqua grigia” Acqua 13, n. 2: 214. https: // doi.org/10.3390/W13020214

Trova altri stili

Si noti che dal primo numero del 2016, questo diario utilizza i numeri di articolo anziché i numeri di pagina. Vedi ulteriori dettagli qui.

Il cloro riduce il BOD?

Controllo di accesso

I nostri sistemi hanno rilevato un’attività di traffico insolita dalla tua rete. Completa questo Rebaptcha per dimostrare che stai facendo le richieste e non un robot. Se hai difficoltà a vedere o completare questa sfida, questa pagina può aiutare. Se continui a riscontrare problemi, puoi contattare il supporto JSTOR.

RIFERIMENTO BLOCCO: #E9CF1F44-F1C7-11ED-9C8B-464E53594559
VID: #
IP: 65.108.68.174
Data e ora: Sab, 13 maggio 2023 19:54:04 GMT

© 2000- Ithaka. Tutti i diritti riservati. JSTOR®, JSTOR LOGO, JPASS® e Ithaka® sono marchi registrati di Itaka.

Il cloro riduce il BOD?

Controllo di accesso

I nostri sistemi hanno rilevato un’attività di traffico insolita dalla tua rete. Completa questo Rebaptcha per dimostrare che stai facendo le richieste e non un robot. Se hai difficoltà a vedere o completare questa sfida, questa pagina può aiutare. Se continui a riscontrare problemi, puoi contattare il supporto JSTOR.

RIFERIMENTO BLOCCO: #EA036114-F1C7-11ED-9F09-7A6153727447
VID: #
IP: 65.108.68.174
Data e ora: Sab, 13 maggio 2023 19:54:04 GMT

© 2000- Ithaka. Tutti i diritti riservati. JSTOR®, JSTOR LOGO, JPASS® e Ithaka® sono marchi registrati di Itaka.

L’impatto della disinfezione del cloro sui livelli di domanda di ossigeno biochimico nell’effluente del trattamento primario migliorato chimicamente

Ji Dai, Feng Jiang, Chii Shang, Kwok-Ming Chau, Yuet-Kar Tse, Chi-Fai Lee, Guang-Hao Chen, Jingyun Fang, Liming Zhai; L’impatto della disinfezione del cloro sui livelli di domanda di ossigeno biochimico nell’effluente del trattamento primario migliorato chimicamente. Water Sci Technol 1 luglio 2013; 68 (2): 380–386. doi: https: // doi.org/10.2166/WST.2013.257

Scarica il file di citazione:

Le tendenze di risposta della domanda di ossigeno biochimico (BOD) e della resistenza organica dopo il processo di clorazione/declorazione sono state esplorate attraverso uno studio di monitoraggio in loco di 2 anni di trattamento primario (CEPT) migliorato chimicamente di 5 anni e uno studio su scala di laboratorio di 2 mesi. I risultati del monitoraggio hanno mostrato che una migliore miscelazione istantanea nel punto di iniezione del cloro ha ridotto l’effetto della clorazione/declorazione sui livelli di BOD a 5 giorni. I risultati dello studio di laboratorio hanno dimostrato che la clorazione non ha modificato la distribuzione delle dimensioni delle particelle, il carbonio organico disciolto o la domanda di ossigeno chimico del contenuto organico dell’effluente. Tuttavia, la clorazione/declorazione ha fortemente influenzato la misurazione del BOD quando la nitrificazione è stata inibita modificando i tassi di bioattività/biodegradazione.