Amélioration des performances de désinfection pour les LED 280 nm sur 254 nm bas

Scientific Reports volume 13, Numéro d’article: 7576 (2023) Citer cet article

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La désinfection aux ultraviolets (UV) est intégrée aux procédés de traitement de l’eau potable et des eaux usées depuis plusieurs décennies; Cependant, cela a des conséquences environnementales négatives telles que des demandes énergétiques élevées et l’utilisation de mercure. Comprendre comment mettre à l’échelle et construire des technologies sensibles au climat est essentiel pour réaliser l’intersection des objectifs de développement durable 6 et 13 des Nations Unies. Une technologie qui résout les inconvénients des systèmes conventionnels de désinfection UV des eaux usées, tout en fournissant une solution adaptée au climat, est les diodes électroluminescentes (DEL). L’objectif de cette étude était de comparer la performance des LED UV 280 nm à l’échelle du banc d’essai aux lampes basse pression (LP) à l’échelle du banc d’essai et aux échantillons d’eaux usées traitées aux UV à grande échelle. Les résultats de l’étude ont démontré que le système LED UV fournit un traitement robuste qui surpasse les systèmes LP à l’échelle du banc d’essai. Une comparaison des consommations d’énergie relatives du système LED UV à 20 mJ cm−2 et du système LP à 30 et 40 mJ cm−2 a été effectuée. Sur la base des projections actuelles pour l’efficacité des prises murales (WPE) des LED UV, on s’attend à ce que la consommation d’énergie des réacteurs à DEL soit égale ou inférieure à celle des systèmes LP d’ici 2025. Cette étude a déterminé qu’à un WPE de 20 %, le système LED UV équivalent entraînerait une réduction de 24,6 % et 43,4 % de la consommation d’énergie pour les scénarios de 30 et 40 mJ cm−2, respectivement.

La désinfection aux ultraviolets (UV) est intégrée aux procédés de traitement de l’eau potable et des eaux usées depuis plusieurs décennies. La désinfection UV conventionnelle est pilotée par des lampes mercure-halogène qui émettent de la lumière germicide à 254 nm. Bien qu’efficace pour inactiver un large éventail d’agents pathogènes dans diverses matrices d’eau, la désinfection UV à base de mercure pose un problème environnemental car le mercure utilisé pour la production de lumière dans les lampes est toxique, les lampes fonctionnent à une efficacité énergétique maximale comprise entre 30 et 35 %, ce qui crée une demande énergétique élevée1, et les températures de fonctionnement élevées des lampes causent des problèmes d’encrassement organique et inorganique des manchons de protection en quartz, ce qui diminue la efficacité de la désinfection UV2.

L’Objectif de développement durable (ODD) 6 des Nations Unies se concentre sur l’assainissement et la propreté de l’eau3. Jarvis a noté que le contrôle durable des micro-organismes est essentiel pour atteindre cet objectif4. Les nouvelles technologies suffisamment robustes pour répondre aux nombreux problèmes liés à la réalisation des ODD doivent être étudiées5. Comprendre comment mettre à l’échelle et construire des technologies adaptées au climat est essentiel pour réaliser l’intersection de l’ODD6 et de l’ODD 13, Action pour le climat, en temps opportun. Les diodes électroluminescentes (DEL) UV répondent aux inconvénients susmentionnés de la désinfection UV conventionnelle des eaux usées, tout en fournissant une solution adaptée au climat6,7,8,9.

Les LED UV fonctionnent de la même manière que les lampes halogènes au mercure conventionnelles, mais ont un facteur de forme semblable à une LED à lumière visible typique et n’utilisent pas de mercure pour la génération de photons UV. Les LED UV ont mûri en tant que technologie au cours de la dernière décennie au point où l’utilisation à grande échelle est imminente et où les systèmes commerciaux au point d’utilisation sont facilement disponibles8,10,11. L’une des possibilités offertes par la technologie LED UV est l’augmentation de l’efficacité germicide de l’émission de différentes longueurs d’onde de la lumière UVC. Des changements subtils de longueur d’onde UV peuvent améliorer considérablement les performances de désinfection12,13,14. Ce changement relatif dans l’efficacité germicide est unique à chaque micro-organisme et est connu sous le nom de spectres d’action, et est lié à l’abondance relative des paires de bases nucléotidiques dans l’ADN de l’organisme15. L’augmentation de l’efficacité germicide due au déplacement de la longueur d’onde peut diminuer le besoin de fluence requis pour obtenir une réduction logarithmique similaire afin d’aider à compenser la faible efficacité énergétique actuellement ressentie par les LED UV dans la gamme UVC.

Les LED UV sont modulaires et peuvent être adaptées à l’application, ce qui signifie qu’elles ont été utilisées dans des applications allant de la désinfection à distance au point d’utilisation aux systèmes pilotes9,16. Le réglage de la lumière émise à l’aide d’un ensemble de puces LED UV élargit l’espace de conception et la gamme d’applications pour la désinfection UV6. Les réacteurs à LED UV ont été envisagés avec un ensemble de LED sur mesure qui sont adaptées à une matrice d’eaux usées influente spécifique et à des propriétés d’absorption UV17,18. Bien que les LED UV offrent de nombreux avantages, dans leur état actuel, certaines caractéristiques peuvent entraver la mise en œuvre à plus grande échelle. Cela inclut des durées de vie plus courtes des lampes, bien que les LED UVC de haute qualité puissent déjà atteindre une durée de vie de 10 000 h similaire à celle des lampes au mercure basse pression9,19. De plus, les LED UV ont un coût en capital par watt de sortie optique plus élevé que les lampes au mercure à basse pression (100 à 400 $/W comparativement à 2 $/W); toutefois, cette différence s’est considérablement réduite au cours de la dernière décennie et la tendance devrait se poursuivre à mesure que les LED UV arrivent à maturité en tant que technologie19. À ce jour, il n’y a pas eu de mise en œuvre à grande échelle d’un réacteur UV LED dans une installation de traitement des eaux usées.

Le choix du bon outil pour évaluer la performance des technologies UV est également essentiel pour mettre à l’échelle les technologies émergentes. Il existe plusieurs techniques d’évaluation (p. ex., essais par faisceau collimaté, microsphères fluorescentes, modélisation CFD et biodosimétrie), mais elles sont souvent limitées en termes de capacité d’évaluation à long terme, de résultats représentatifs à grande échelle ou des deux. Les audits UV ont été identifiés comme une approche qui identifie la performance à grande échelle des installations de traitement des eaux usées (WWTF) tout en comparant simultanément cette performance à des sources lumineuses indépendantes20.

Une autre considération pour les LED UV est les interactions dépendantes de la longueur d’onde avec les contaminants absorbant et bloquant les UV dans une matrice d’eaux usées. La nature complexe des matrices d’eaux usées limite souvent la désinfection UV. En règle générale, les matrices d’eaux usées ont une transmission UV (UVT%) plus faible, car la longueur d’onde UV diminue, ce qui limite la pénétration de la lumière UV aux longueurs d’onde de désinfection UV typiques de 254 nm. À ce titre, il est possible d’utiliser des longueurs d’onde UVC plus longues avec de meilleures capacités de pénétration et des efficacités germicides similaires pour améliorer le rendement de désinfection dans une installation de traitement des eaux usées; cependant, l’exploration de l’efficacité du traitement à l’aide d’autres longueurs d’onde UV LED dans les eaux usées a été largement laissée inexplorée.

L’objectif de cette étude était de comparer des LED UV 280 nm à l’échelle du banc d’essai à des lampes basse pression (LP) à l’échelle du banc d’essai et à des échantillons d’eaux usées traitées aux UV LP à grande échelle à travers une lentille SDG. L’utilisation de l’audit UV fournit un outil pour comparer l’efficacité potentielle d’un système LED UV à grande échelle fonctionnant à une fluence équivalente aux systèmes à grande échelle actuels basés sur LP. Ce travail a examiné des fluences allant de 10 à 40 mJ cm−2 pour deux unités de faisceau collimaté (LED UV et LP) tout en recueillant simultanément des échantillons traités aux UV à partir d’un système à grande échelle. De plus, comme l’efficacité des prises murales UV à DEL s’améliore rapidement et qu’il existe un manque de connaissances sur l’état de l’art des DEL UV, les économies d’énergie actuelles et prévues découlant de l’utilisation des DEL UV par rapport aux systèmes UV conventionnels ont été calculées et les répercussions sur les réductions de carbone d’un point de vue canadien ont été examinées.

L’installation de traitement des eaux usées surveillée (44° 48′ 52,4016ʺ N, 63° 43′ 55,308ʺ O) utilise un système de boues secondaires à activation suivi d’un système de désinfection UV à canal fermé avec un débit nominal maximal de 1363 m3 par jour−1 et une fluence nominale de 30 mJ cm−2. L’installation fournit des eaux usées à une population de service d’environ 930 personnes. Les eaux usées ont été recueillies chaque semaine à l’installation de traitement des eaux usées pendant les quatre premières semaines de l’étude et deux fois par semaine pendant les huit semaines restantes de l’étude. Des échantillons de plantes traités aux UV ont également été prélevés avec les échantillons non traités afin de comparer le rendement de l’installation à grande échelle à la désinfection à l’échelle du banc d’essai à l’aide d’unités de faisceau collimaté LP et UV LED. Les échantillons d’eaux usées ont été transportés au laboratoire sur glace et analysés le jour de la collecte.

Une unité de poutre collimatée Calgon Carbon a été utilisée pour tous les travaux à l’échelle du banc LP. La lampe LP a été allumée 30 minutes pour permettre à la lampe de se réchauffer et de s’assurer que le système fonctionnait à pleine puissance avant de mesurer l’irradiance. Une unité de faisceau collimaté à LED UV AquiSense Pearlbeam avec une LED UV nominale de 280 nm émettant à une longueur d’onde maximale de 279 nm a été utilisée pour tous les travaux à l’échelle du banc LED. Toute l’irradiance UV a été mesurée à l’aide d’un spectroradiomètre OceanOptics USB2000 et les facteurs de correction appropriés décrits par Bolton et Linden ont été appliqués à l’éclairement énergétique mesuré avant de calculer le temps d’exposition pour les fluctuations cibles21. Des fluences de 10, 20, 30 et 40 mJ cm−2 ont été utilisées pour les échantillons de LED LP et UV. Tous les échantillons prélevés à l’échelle du banc d’essai et les échantillons prélevés à grande échelle avant et après l’UV ont été dénombrés pour E. coli conformément aux protocoles de dénombrement ci-dessous.

Les solides totaux en suspension (TSS) et le fer total ont été recueillis pour évaluer l’impact de la qualité de l’eau sur le rendement de désinfection. Les SST ont été menées conformément aux Méthodes normalisées d’examen de l’eau et des eaux usées22. Le fer total a été mesuré selon la méthode FerroVer de l’EPA (méthode 8008) sur un spectromètre DR5000. Les UVT% ont été collectés à 254 et 279 nm à l’aide d’une cuvette de quartz de 1 cm sur un spectromètre DR5000. Le débit et l’intensité des UV ont été recueillis à partir du panneau de commande du système UV à pleine échelle au moment de l’échantillonnage.

52 mL d’eaux usées non traitées ont été ajoutés à une boîte de Pétri stérile et mélangés doucement à l’aide d’une barre d’agitation. Les échantillons d’eaux usées ont ensuite été exposés à la lumière UV pour chacune des fluences et sources de lumière UV requises tout en fonctionnant sous une lumière rouge tamisée afin de minimiser l’effet de la photoréparation. Les échantillons ont ensuite été immédiatement transférés dans un flacon Colilert stérile et dilués avec une solution tampon de phosphate. Un sachet de Colilert a ensuite été ajouté à chaque flacon et mélangé avant de transférer la solution dans Quantitrays, puis incubé pendant 24 h à 37 °C. Les échantillons ont ensuite été comptés et quantifiés pour E. coli. Les comptages de puits ont été convertis en MPN-100 mL−1 à l’aide du paquet quantitray dans R.

Le modèle d’inactivation thermique non linéaire de Geeraerd a été adapté pour capturer la cinétique avec une phase linéaire logarithmique et une phase d’épaule comme dans Eq. (1) 23.

Toutes les statistiques, modèles et figures ont été développés à l’aide du R (V 4.0.3)24 en utilisant les fonctions R de base et les packages supplémentaires suivants : nls, nlstools et ggplot, De plus, Affinity Designer (V 1.10.5) a été utilisé pour toutes les autres illustrations et graphiques développés pour cette étude25.

Le taux de fluence à l’intérieur d’un réacteur est fonction de plusieurs facteurs liés à sa conception et à son fonctionnement ainsi qu’à l’absorbance de l’eau traitée; considérant que toutes les caractéristiques du réacteur sont constantes entre le système à DEL pleine échelle et un système à DEL équivalent, la relation peut être condensée en Eq. (2), où H’e est le taux de fluence moyen, q est la puissance UV dans le système et α est le coefficient d’absorption de l’eau.

Les consommations d’énergie relatives ont ensuite été calculées en divisant le taux de fluence moyen par les rendements actuels typiques des prises murales (7,1 % WPE).

La qualité des eaux usées influentes pendant la durée de la période d’échantillonnage est indiquée au tableau 1. Les UVT254 variaient de 39,7 à 70,6 % (moyenne = 61,8 %) et les UVT279 de 44,7 à 75,7 % (moyenne = 66,8 %) et le débit variait de 164 à 1010 m3 jour-1 (moyenne = 490 m3 jour-1). Ces données indiquent que la qualité et le débit de l’eau ont varié au cours de la période d’échantillonnage et renforcent davantage les données de désinfection parce qu’une variété de conditions d’eaux usées ont été saisies. On a observé que le TSS était relativement faible pour une installation de traitement des eaux usées avec une valeur moyenne de 5,5 mg L−1 et une valeur maximale de 9,5 mg L−1. D’autres installations de la région ont déjà signalé des concentrations moyennes de SCT comprises entre 9,7 et 23,9 mg L−120. Les concentrations moyennes de fer total ont été observées à 0,21 mg L−1 avec une valeur maximale de 0,36 mg L−1. qui sont inférieures ou proches de la valeur (0,3 mg L−1) qui devrait avoir une incidence sur le rendement de désinfection26. Sur la base de travaux antérieurs, les concentrations de SCT et de fer mesurées dans cette étude suggèrent que la matrice devrait bien répondre au traitement UV.

Des données à grande échelle sur les plantes ont également été recueillies dans le cadre de l’échantillonnage typique pour la durée de la période d’étude. Les exploitants ont recueilli les concentrations de débit d’eau, d’influent et d’effluent, de pH de l’influent et de l’effluent et d’E. coli dans les effluents environ toutes les 2 semaines. Le tableau 2 résume les paramètres pertinents pour cette étude. La comparaison des données à pleine échelle aux données à l’échelle de laboratoire indique que la gamme des débits et la qualité des eaux usées saisies au cours de la période d’échantillonnage ont capturé la gamme des débits typiques pour l’installation à pleine échelle. Les débits moyens à l’usine pendant la durée de l’étude étaient de 471 m3 par jour−1 (moyenne pour les événements d’échantillonnage = 490 m3 par jour−1). Le TSS moyen à l’installation était de 6,8 mg L-1, ce qui était légèrement supérieur aux 5,5 mg L-1 observés en laboratoire.

La figure 1 montre le rendement de désinfection de l’installation de traitement des eaux usées pour les sources lumineuses collimatés à DEL et à faisceau collimaté. La performance de la plante est indiquée par la barre grise et la ligne pointillée pour la comparaison avec les traitements à l’échelle du banc d’essai indiqués par les différentes placettes colorées. La fluence de conception du réacteur installé à la WWTF était de 30 mJ cm−2, et ces résultats montrent que les LED UV à 279 nm surpassent les LED LP à cette fluence. De plus, le chevauchement de la zone ombrée de performance de la plante et du traitement LP à l’échelle du banc d’essai aux 30 et 40 mJ cm−2 de la Fig. 1 indiquent que le système était limité à la matrice lorsqu’on considère la méthodologie de vérification UV (c.-à-d. que le système traite les eaux usées avec la plus haute qualité)20. Ce n’était pas inattendu, car les débits quotidiens moyens subis par l’installation ne représentent que 36 % des débits prévus. La source lumineuse LED a surpassé le faisceau collimaté LP à chacune des fluences examinées à l’échelle du banc. Ce résultat suggère que les sources de lumière LED UV sont un meilleur outil de désinfection dans certaines conditions de qualité des eaux usées.

Valeurs de réduction logarithmique pour les eaux usées traitées aux LED UV et LP. La ligne pointillée et la région ombrée représentent le rendement moyen de la centrale sur pleine échelle et l’intervalle de confiance à 95 % pendant la durée de l’échantillonnage (n = 12). La ligne centrale du boxplot représente la valeur médiane, tandis que la charnière supérieure et inférieure représentent respectivement le 1er et le 3e quartile. Les moustaches représentent 1,5 * la plage interquartile, et les points de données périphériques sont tracés sous forme de points.

Les résultats du faisceau collimaté pour la source lumineuse LP ont indiqué qu’elle n’a obtenu une désinfection comparable à la performance LP pleine échelle qu’à une fluence supérieure à 40 mJ cm−2. La fluence nominale de l’UTEU est de 30 mJ cm−2, ce qui suggère que le rendement de l’installation est supérieur au taux de conception. Cela n’est pas surprenant, car le débit moyen observé à l’installation était de 490 m3 jour-1 au cours de l’étude par rapport au débit nominal de 1363 m3 jour-1. Ces données montrent qu’une quantité importante d’énergie est gaspillée par le système LP en raison d’une fluence UV appliquée excessive. Un système LED à grande échelle installé à cette WWTF pourrait être mieux adapté à l’évolution de la qualité de l’eau à cet endroit.

La modélisation de chacune des sources lumineuses de désinfection a également indiqué qu’il y avait des différences significatives dans le comportement de la désinfection entre les traitements LP et LED La cinétique de la source lumineuse à DEL a été observée pour passer de la phase log-linéaire à la phase épaule près d’une fluence de 20 mJ cm−2 (Fig. 2). La modélisation LP a indiqué que la phase d’épaulement commence à 40 mJ cm−2 et atteindrait un état d’équilibre à une fluence qui dépassait la plage des fluences examinées dans cette étude.

Comparaison du modèle de Geeraerd entre 254 nm LP et 279 nm UV LED. Les barres d’erreur représentent un intervalle de confiance de 95 % sur la moyenne (n = 12), comme l’indiquent les points noirs (LP) et jaunes (LED).

Le tableau 3 montre les données cinétiques et l’ajustement du modèle de Geeraerd pour chacune des sources lumineuses et des données WWTF. L’efficacité de la LED par rapport à la LP a été observée comme étant significativement différente. La LED 279 nm s’est avérée avoir une valeur k qui était deux fois celle du système LP. Pratiquement, cela signifie que la LED UV de 279 nm nécessite la moitié de la fluence pour obtenir la même réduction logarithmique d’E. coli. L’augmentation de la valeur k pourrait être attribuée à la différence d’efficacité germicide des deux longueurs d’onde examinées ou à d’autres mécanismes d’inactivation liés aux dommages protéiques; cependant, une étude de Beck et coll.17 a révélé qu’il n’y avait pas de synergie accrue lors de l’utilisation d’un traitement combiné de longueur d’onde avec des LED UV de 280 nm. Les auteurs suggèrent que le manque de synergie indique que le principal mécanisme d’inactivation à 280 nm est l’absorption de l’ADN et la formation de dimères de pyrimidine. Ainsi, la différence de cinétique trouvée dans cette étude peut être liée à une efficacité germicide accrue à 279 nm.

Le Nres LED UV de 279 nm, ou le niveau supérieur de traitement, était significativement plus élevé que le système LP (3,61 log contre 2,82 log). Comme cette limite supérieure de désinfection est généralement due aux effets de protection contre les particules, cela suggère que la LED UV de 279 nm avait une propension plus élevée à atteindre les communautés bactériennes qui peuvent s’être attachées aux particules dans la matrice. Il a été observé que les effets de blindage des particules dépendent de la longueur d’onde, car la capacité d’absorption UV des particules augmente à mesure que la longueur d’onde diminue, ce qui réduit les capacités d’inactivation à ces longueurs d’onde inférieures27. De plus, il a également été démontré que l’auto-agrégation d’E. coli dépend de la longueur d’onde28,29.

Les intervalles de confiance pour chaque source lumineuse à l’échelle du banc d’essai Les valeurs Nres et les performances de l’UTEU se chevauchaient et il n’y avait pas de différence significative entre les traitements à l’échelle du banc d’essai et les performances de désinfection à grande échelle. C’est la première fois que le processus de vérification a permis de détecter une usine qui faisait une surdose importante de rayonnement UV. Ce résultat indique que le processus d’audit UV améliore l’efficacité opérationnelle, même pour une usine qui fonctionne avec des résultats de désinfection idéaux.

L’augmentation du niveau supérieur de traitement (+ 0,79 log) observée pour la source LED UV suggère que l’interaction des longueurs d’onde et des particules peut influencer les performances. Néanmoins, l’efficacité germicide améliorée de 33% par rapport aux sources de lumière UV traditionnelles commence à corriger les écarts actuels dans l’efficacité des prises murales (WPE) entre les deux technologies. En 2020, le WPE le plus élevé atteint pour une LED UV 280 nm disponible dans le commerce était de 4,1% (lampes LP 30-35%) et l’efficacité quantique externe (EEQ) était de 6,1%30. Actuellement, les LED UV dans la gamme 280 nm ± 5 nm ont un EQE allant de 9 à 20,3%7,31 et les meilleures LED seraient généralement autour de 7,1% WPE. Cette nette amélioration au cours des dernières années, et les améliorations prévues pour le WPE LED UV indiquent que l’écart d’efficacité énergétique diminuera à mesure que les sources lumineuses LED s’amélioreront32,33. Une efficacité supplémentaire peut être trouvée grâce à la conception créative de réacteurs LED UV tels que les surfaces internes hautement réfléchissantes et la forme globale du réacteur qui permet une interaction maximale de la lumière émise et de l’agent pathogène cible. Ces rendements combinés peuvent améliorer la faisabilité de la mise en œuvre à grande échelle de réacteurs UV LED.

Les LED UV ont atteint des performances de désinfection similaires à celles de la WWTF pleine échelle à une fluence de LED UV de 20 mJ cm−2 alors que la fluence de conception pleine échelle était de 30 mJ cm−2 (Fig. 3). Il a été illustré ci-dessus que l’installation LP à pleine échelle fonctionnait pour fournir une fluence équivalente de réduction (REF) de plus de 40 mJ cm−2, malgré une fluence nominale de 30 mJ cm−2, et consomme donc une puissance supplémentaire pour traiter au-dessus du niveau requis. Il a également été démontré qu’un niveau équivalent d’inactivation pouvait être atteint par un système LED fonctionnant pour fournir une référence de 20 mJ cm−2. Une analyse détaillée de la comparaison des coûts énergétiques d’un système DEL équivalent installé sur le site de Springfield Lake dépasse la portée du présent document, bien qu’une comparaison de référence puisse être établie. Par conséquent, la fluence à fournir par un système LED équivalent serait de 1,5 à 2,0 fois inférieure à celle de l’installation LP actuelle.

Concentration d’E. coli par rapport à la fluence pour deux systèmes UV. Les cercles noirs représentent un traitement à l’échelle du banc d’essai à 254 nm à l’aide d’un système de faisceau collimaté LP. Les carrés jaunes représentent un traitement à l’échelle du banc d’essai à 279 nm à l’aide d’un système de faisceau collimaté UV LED. La ligne pointillée rouge représente la concentration cible de l’effluent pour répondre aux exigences réglementaires en matière de rejets. La ligne noire et la région ombragée représentent la moyenne et l’intervalle de confiance à 95 % (n = 12) de la concentration dans l’effluent des échantillons prélevés après les UV.

Les données UVT recueillies au cours de l’étude ont montré que le coefficient d’absorption de l’eau était inférieur de 16% à 279 nm qu’à 254 nm, ce qui entraînait une fluence par unité de puissance UV supérieure de 19,3%. La combinaison de ces facteurs donne une demande de puissance UV du système LED équivalent de 42 à 56% de l’installation LP. Une LED UV-C commerciale de pointe atteindrait environ 7,5 % d’efficacité électrique et perdrait environ 5 % en conversion et distribution de puissance, ce qui donnerait un WPE approximatif de 7,1 %. Les lampes UV des systèmes LP voient généralement 30% WPE15. En appliquant ces facteurs d’efficacité électrique, le système LED équivalent consommerait 59 à 113 % plus d’énergie que l’installation LP en fonctionnement continu.

Pour que la consommation d’énergie du système LED UV soit comparable à celle des scénarios de 30 mJ cm−2, le WPE du système devrait atteindre 15,1 %, et pour le scénario de 40 mJ cm−2, le WPE ne devrait être que de 11,3 %. Sur la base des projections pour les LED UV, le WPE des LED UV entre 265 et 280 nm devrait atteindre environ 20% d’ici 202534. À un WPE de 20 %, le système LED UV équivalent entraînerait une réduction de 24,6 % et 43,4 % de la consommation d’énergie pour les scénarios de 30 et 40 mJ cm−2, respectivement. L’examen de ces scénarios indique qu’à l’avenir, les réacteurs UV à DEL auront le potentiel d’égaler ou même de surpasser les systèmes LP en termes de consommation d’énergie en tirant parti de la différence d’efficacité germicide des longueurs d’onde alternatives, même si le WPE des lampes n’a pas atteint la parité.

Les performances améliorées lors de la comparaison de la consommation brute d’énergie pour les sources lumineuses LED et LP sont encore améliorées par les avantages pratiques de l’utilisation quotidienne à grande échelle des technologies LED. Par exemple, les LED UV peuvent être atténuées, éclairées et éteintes pendant les périodes où la désinfection n’est pas nécessaire. Les systèmes LP ne sont généralement arrêtés que lors d’un entretien de routine ou de réparations du système, ce qui signifie que la consommation d’énergie n’est pas optimisée tout au long de la durée de vie des lampes UV. Des recherches et une évaluation supplémentaires de ces améliorations inhérentes sont nécessaires pour mieux quantifier les avantages des LED UV par rapport aux technologies de désinfection traditionnelles.

En 2020, il y avait 1866 usines de traitement des eaux usées au Canada. Environ 25 % de la WWTF, moins les lagunes, ont été mises en service entre 2010 et 202035. Les WWTF canadiens ont en moyenne 17,3 ans et environ 48,9 % pendant toute leur durée de vie utile36. Ces données indiquent qu’au cours des 18 prochaines années, d’importantes améliorations seront nécessaires aux installations de traitement des eaux usées dans le pays. Les technologies UV LED devraient encore mûrir d’ici là et les mises à niveau des installations de traitement des eaux usées existantes Les systèmes UV contribueraient à un avenir plus durable.

La documentation relative aux rapports du Règlement sur les effluents des systèmes d’assainissement des eaux usées recueille des données sur les effluents et les systèmes des installations de traitement des eaux usées des provinces canadiennes dont les débits quotidiens moyens sont supérieurs à 100 m3 et situées sous le 54e parallèle37. Cet ensemble de données comprend des informations sur 601 installations de traitement des eaux usées dont on estime que 421 utilisent la désinfection UV comme traitement final avant le rejet. L’emplacement et la taille de ces systèmes basés sur le débit quotidien moyen sont fournis à la Fig. 4. L’Ontario, suivi du Québec et de l’Alberta, sont les trois principaux utilisateurs de systèmes de désinfection UV au Canada.

Emplacement et taille des installations de traitement des eaux usées dans les 10 provinces du Canada qui utilisent les UV pour la désinfection. L’encart représente les débits quotidiens totaux des UTEU utilisant le traitement UV par province au Canada.

En utilisant le débit comme mesure de la taille d’un système UV pour fournir une fluence de 30 mJ cm−2, une estimation de la consommation d’énergie actuelle pour les systèmes de traitement UV a été effectuée. À l’aide de l’installation de traitement du lac Springfield avec un débit de référence de 1363 m3 par jour-1 et une consommation annuelle d’énergie de 5781,6 kWh, des estimations de la consommation annuelle d’énergie pour l’ensemble des totaux provinciaux ont été calculées. De plus, à l’aide des profils énergétiques provinciaux fournis par le gouvernement du Canada, le CO2(e) annuel généré a été estimé38. Ces valeurs ont ensuite été utilisées pour évaluer le scénario dans lequel toutes les installations passent à des systèmes à DEL UV efficaces à 20 % du WPE. Cette analyse indique qu’une réduction annuelle de 946 tonnes de CO2(e) est possible en utilisant des systèmes de désinfection par LED UV (tableau 4).

La consommation d’énergie seule n’est pas une mesure complète de la durabilité d’un système de traitement, et d’autres aspects pris en compte dans une analyse du cycle de vie (ACV) tels que la production, l’utilisation, la durée de vie et l’élimination des matériaux peuvent contribuer à l’empreinte carbone globale d’une technologie de traitement. Une étude récente de McKee et Chatzisymeon39 a utilisé une ACV pour examiner les différences de durabilité entre une LED UV / TiO2 et un système de traitement photocatalytique UV / TiO2 à base de mercure pour éliminer le bisphénol-A de l’eau polluée à l’échelle du banc. Les auteurs ont constaté que le traitement UV LED a réduit l’impact environnemental de 40% et suggèrent que la majeure partie de la réduction est due à la consommation d’énergie réduite, à l’augmentation de la durée de vie et à la nature sans mercure de l’unité LED UV. En outre, les auteurs notent que la majorité de l’impact environnemental est liée à la consommation d’énergie du traitement, ce qui indique que la réduction de la consommation d’énergie aura le plus grand impact sur la durabilité, Bien qu’une ACV complète dépasse la portée de la présente étude, les travaux de McKee et Chatzisymeon suggèrent que, à mesure que la différence d’efficacité énergétique entre les LED UV et les systèmes à base de mercure diminue, Associée à l’efficacité du traitement obtenue grâce à l’utilisation de longueurs d’onde UV LED ciblées, la durabilité globale du traitement UV LED continuera de s’améliorer par rapport aux systèmes à base de mercure.

Les résultats de cette étude indiquent que les technologies LED UV sont capables de performances suffisantes à grande échelle et peuvent surpasser les technologies traditionnelles à des fluctuations congruentes. Les changements dans la qualité de l’eau à la WWTF au cours de l’échantillonnage indiquent également que la désinfection par LED UV fournit un traitement robuste. De plus, les comparaisons d’énergie effectuées pour cette étude indiquent que les systèmes LED UV ont le potentiel de fournir une performance similaire à une consommation d’énergie inférieure dans un avenir très proche. L’amélioration de l’efficacité de la désinfection à des fluences comparables a des implications plus importantes à mesure que les technologies LED UV sont apportées aux appareils à grande échelle. Au fur et à mesure que les infrastructures sont remplacées pour maintenir la sécurité des processus de traitement de l’eau potable et des eaux usées, les LED UV constituent un outil évolutif pour répondre aux pressions du changement climatique. Il est recommandé d’utiliser cette approche pour comparer les performances des LED aux technologies traditionnelles. à l’aide d’un réacteur véritablement grandeur nature installé dans le réseau d’une installation municipale de traitement des eaux usées. Les systèmes LED UV devraient également être mieux quantifiés pour comprendre les économies d’énergie potentielles obtenues grâce à d’autres caractéristiques uniques telles que la gradation instantanée et l’éclaircissement des LED.

Les ensembles de données générés et analysés au cours de la présente étude sont disponibles auprès de l’auteur correspondant sur demande raisonnable.

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Cette étude a été financée grâce à une subvention Alliance du CRSNG [ALLRP 568507 - 2021] et à une subvention de recherche et développement coopérative du CRSNG en partenariat avec Halifax Water [CRD 539387 - 19]. Kyle Rauch est soutenu par une bourse PGS-D du CRSNG [PGSD3 - 547191 - 2020]. Les auteurs tiennent à remercier le personnel et les exploitants de l’usine de Halifax Water pour leur soutien dans le cadre des programmes d’échantillonnage.

Ces auteurs ont contribué à parts égales : Sean A. MacIsaac et Kyle D. Rauch.

Centre d’études sur les ressources en eau, Université Dalhousie, Halifax, Nouvelle-Écosse, B3H 4R2, Canada

Sean A. MacIsaac, Kyle D. Rauch, Taylor Prest, Graham A. Gagnon et Amina K. Stoddart

AquiSense Technologies, Erlanger, KY, 41018, États-Unis

Richard M. Simons

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Correspondance avec Amina K. Stoddart.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

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Réimpressions et autorisations

MacIsaac, S.A., Rauch, K.D., Prest, T. et coll. Amélioration des performances de désinfection pour les LED 280 nm sur les lampes UV basse pression de 254 nm dans les eaux usées communautaires. Sci Rep 13, 7576 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-34633-7

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Reçu: 05 janvier 2023

Acceptée: 04 mai 2023

Publication : 10 mai 2023

DEUX : https://doi.org/10.1038/s41598-023-34633-7

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