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

Rapports scientifiques volume 13, Numéro d'article : 7576 (2023) Citer cet article

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La désinfection aux ultraviolets (UV) est intégrée aux processus de traitement de l'eau potable et des eaux usées depuis plusieurs décennies ; cependant, il s'accompagne de conséquences environnementales négatives telles que des besoins énergétiques élevés et l'utilisation de mercure. Comprendre comment mettre à l'échelle et construire des technologies adaptées au climat est essentiel pour atteindre l'intersection des objectifs de développement durable 6 et 13 des Nations Unies. LED). L'objectif de cette étude était de comparer les performances des LED UV 280 nm à l'échelle du banc à celles des lampes basse pression (LP) à l'échelle du banc et des 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 laboratoire. Une comparaison des consommations énergétiques relatives du système LED UV à 20 mJ cm-2 et du système LP à 30 et 40 mJ cm-2 a été réalisée. Sur la base des projections actuelles de l'efficacité des prises murales (WPE) des LED UV, on s'attend à ce que la consommation d'énergie des réacteurs LED 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 conduirait à une réduction de 24,6% et 43,4% de la consommation d'énergie pour les scénarios 30 et 40 mJ cm-2, respectivement.

La désinfection aux ultraviolets (UV) est intégrée aux processus 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 une lumière germicide à 254 nm. Bien qu'efficace dans l'inactivation d'un large éventail d'agents pathogènes dans une variété de matrices d'eau, la désinfection UV à base de mercure pose un problème environnemental car le mercure utilisé pour la génération de lumière dans les lampes est toxique, les lampes fonctionnent à une efficacité énergétique maximale entre 30 et 35 % créant une forte demande d'énergie1, et les températures de fonctionnement élevées des lampes provoquent des problèmes d'encrassement organique et inorganique des manchons de protection en quartz des lampes, ce qui diminue l'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 qu'un contrôle durable des micro-organismes est essentiel pour atteindre cet objectif4. De nouvelles technologies suffisamment robustes pour résoudre les nombreux problèmes liés à la réalisation des ODD doivent être étudiées5. Comprendre comment mettre à l'échelle et développer des technologies adaptées au climat est essentiel pour atteindre l'intersection de l'ODD6 et de l'ODD13, Action pour le climat, en temps opportun. Les diodes électroluminescentes (DEL) UV répondent aux inconvénients mentionnés précédemment de la désinfection UV conventionnelle des eaux usées, tout en fournissant une solution sensible au climat6,7,8,9.

Les LED UV fonctionnent de la même manière que les lampes mercure-halogène conventionnelles, mais ont un facteur de forme similaire 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 une utilisation à grande échelle est imminente et des systèmes de point d'utilisation commerciaux sont facilement disponibles8,10,11. L'une des opportunités offertes par la technologie LED UV est une efficacité germicide accrue grâce à l'émittance de différentes longueurs d'onde de lumière UVC. Des variations subtiles de la longueur d'onde UV peuvent améliorer considérablement les performances de désinfection12,13,14. Ce changement relatif de l'efficacité germicide est unique à chaque micro-organisme et est connu sous le nom de spectre 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 réduire le besoin de fluence requis pour obtenir une réduction logarithmique similaire afin de compenser la plus faible efficacité énergétique actuellement rencontrée 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 au point d'utilisation à distance aux systèmes à l'échelle pilote9,16. 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 adaptés à une matrice d'eaux usées et à des propriétés d'absorbance UV spécifiques17,18. Bien que les LED UV offrent de nombreux avantages, dans leur état actuel, certaines caractéristiques peuvent entraver une 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 des durées de vie de 10 000 h similaires aux lampes au mercure à basse pression9,19. De plus, les LED UV ont un coût en capital accru par watt de sortie optique par rapport aux lampes au mercure à basse pression (100 à 400 $/W contre 2 $/W) ; cependant, cette différence s'est considérablement réduite au cours de la dernière décennie, la tendance devant se poursuivre à mesure que les LED UV mûrissent en tant que technologie19. À ce jour, il n'y a pas eu de mise en œuvre à grande échelle d'un réacteur LED UV dans une installation de traitement des eaux usées.

Le choix du bon outil pour évaluer les performances des technologies UV est également essentiel pour la mise à l'échelle des technologies émergentes. Plusieurs techniques d'évaluation existent (par exemple, test de 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 les 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 par UV. En règle générale, les matrices d'eaux usées ont une transmittance UV (UVT%) inférieure à mesure que la longueur d'onde UV diminue, limitant la pénétration de la lumière UV à des longueurs d'onde de désinfection UV typiques de 254 nm. En tant que tel, 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 les performances 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 de LED UV dans les eaux usées est restée largement inexplorée.

L'objectif de cette étude était de comparer les LED UV 280 nm à l'échelle du laboratoire aux lampes à basse pression (LP) à l'échelle du banc et aux 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 pleine échelle fonctionnant à une fluence équivalente aux systèmes à pleine échelle actuels basés sur LP. Ce travail a examiné des fluences allant de 10 à 40 mJ cm-2 pour deux unités de faisceaux collimatés (LED UV et LP) tout en collectant simultanément des échantillons traités aux UV à partir d'un système à grande échelle. De plus, comme l'efficacité des prises murales à LED UV s'améliore rapidement et qu'il existe un manque de connaissances concernant l'état de l'art des LED UV, les économies d'énergie actuelles et prévues de l'utilisation des LED UV par rapport aux systèmes UV conventionnels ont été calculées et les implications pour les réductions de carbone de une perspective canadienne ont été examinés.

La station d'épuration surveillée (44° 48′ 52.4016ʺ N, 63° 43′ 55.308ʺ W) utilise un système secondaire de boues activées suivi d'un système de désinfection UV à canal fermé avec un débit maximal de conception de 1363 m3 jour−1 et une conception fluence de 30 mJ cm-2. L'installation fournit des eaux usées à une population desservie d'environ 930 personnes. Les eaux usées ont été collectées chaque semaine à partir de l'installation de traitement des eaux usées pendant les quatre premières semaines de l'étude et collectées deux fois par semaine pendant les huit semaines restantes de l'étude. Des échantillons traités aux UV de l'usine ont également été collectés avec les échantillons non traités pour comparer les performances de l'installation à grande échelle à la désinfection à l'échelle du banc à l'aide d'unités de faisceau collimaté LP et UV LED. Les échantillons d'eaux usées ont été transportés au laboratoire sur de la glace et analysés le jour de la collecte.

Une unité de faisceau collimaté Calgon Carbon a été utilisée pour tous les travaux à l'échelle du banc LP. La lampe LP a été allumée pendant 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 AquiSense Pearlbeam UV LED 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'irradiance mesurée avant de calculer le temps d'exposition pour les fluences 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 à l'échelle du laboratoire et les échantillons pré- et post-UV à grande échelle ont été dénombrés pour E. coli en suivant les protocoles de dénombrement ci-dessous.

Les solides en suspension totaux (TSS) et le fer total ont été collectés pour évaluer l'impact de la qualité de l'eau sur les performances de désinfection. Le TSS a été réalisé conformément aux méthodes standard d'examen de l'eau et des eaux usées22. Le fer total a été mesuré selon la méthode USEPA FerroVer (méthode 8008) sur un spectromètre DR5000. Les UVT% ont été collectés à 254 et 279 nm à l'aide d'une cuvette en quartz de 1 cm sur un spectromètre DR5000. Le débit et l'intensité UV ont été recueillis à partir du panneau de contrôle du système UV à grande échelle au moment de l'échantillonnage.

52 ml d'eau usée non traitée ont été ajoutés à une boîte de Pétri stérile et mélangés doucement à l'aide d'un barreau 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 pour minimiser l'effet de la photo-réparation. Les échantillons ont ensuite été immédiatement transférés dans un flacon Colilert stérile et dilués avec une solution de tampon phosphate. Un sachet Colilert a ensuite été ajouté à chaque flacon et mélangé avant de transférer la solution dans des Quantitrays puis incubée 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 package quantitray dans R.

Le modèle d'inactivation thermique non linéaire de Geeraerd a été adapté pour capturer la cinétique avec une phase log-linéaire et d'épaule comme dans l'équation. (1) 23.

Toutes les statistiques, modèles et figures ont été développés à l'aide de 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 tous les autres illustrations et graphiques qui ont été développés pour cette étude25.

Le débit de fluence au sein 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 ; en considérant que toutes les caractéristiques du réacteur sont constantes entre le système à pleine échelle et un système LED équivalent, la relation peut être condensée en Eq. (2), où H'e est le débit de fluence moyen, q est la puissance UV dans le système et α est le coefficient d'absorption de l'eau.

Les consommations électriques relatives ont ensuite été calculées en divisant le taux de fluence moyen par les efficacités actuelles typiques des prises murales (7,1 % WPE).

La qualité des eaux usées entrantes pendant la durée de la période d'échantillonnage est indiquée dans le tableau 1. UVT254 variait de 39,7 à 70,6 % (moyenne = 61,8 %) et UVT279 variait 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 étaient variables au cours de la période d'échantillonnage et renforcent davantage les données de désinfection car une variété de conditions d'eaux usées ont été capturées. Le TSS a été observé comme étant relativement faible pour une station d'épuration 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 TSS comprises entre 9,7 et 23,9 mg L−120. Les concentrations moyennes de fer total étaient de 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) censée avoir un impact sur les performances de désinfection26. Sur la base de travaux antérieurs, les concentrations de TSS et de fer mesurées dans cette étude suggèrent que la matrice devrait bien répondre au traitement UV.

Des données d'usine à grande échelle ont également été recueillies dans le cadre de l'échantillonnage typique pour la durée de la période d'étude. Les opérateurs ont recueilli le débit, les MES de l'influent et de l'effluent, le pH de l'influent et de l'effluent et les concentrations d'E. coli dans l'effluent environ toutes les 2 semaines. Le tableau 2 résume les paramètres pertinents pour cette étude. La comparaison des données à grande échelle avec les données à l'échelle du laboratoire indique que la gamme de débits et la qualité des eaux usées capturées pendant la période d'échantillonnage ont capturé la gamme de débits typiques pour l'installation à pleine échelle. Les débits moyens à l'usine sur la durée de l'étude étaient de 471 m3 jour−1 (moyenne pour les événements d'échantillonnage = 490 m3 jour−1). Le TSS moyen dans l'établissement 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 les performances de désinfection de l'installation de traitement des eaux usées (WWTF) pour les sources lumineuses à faisceau collimaté LED et LP. 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 indiqués par les différentes boîtes à moustaches colorées. La fluence de conception pour le réacteur installé à la WWTF était de 30 mJ cm-2, et ces résultats montrent que les LED UV à 279 nm surpassent la LP à cette fluence. De plus, le chevauchement de la région ombrée des performances de l'usine et du traitement à l'échelle du banc LP à 30 et 40 mJ cm-2 sur la figure 1 indique que le système était limité par la matrice lors de l'examen de la méthodologie d'audit UV (c'est-à-dire que le système traite les eaux usées à la plus haute qualité)20. Cela n'était pas inattendu puisque les débits quotidiens moyens rencontrés par l'installation ne représentent que 36 % des débits de conception. La source de lumière 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 par LED UV et LP. La ligne pointillée et la région ombrée représentent la performance moyenne de l'usine à pleine échelle et l'intervalle de confiance à 95 % sur la durée de l'échantillonnage (n = 12). La ligne médiane de la boîte à moustaches représente la valeur médiane, tandis que les charnières supérieure et inférieure représentent respectivement le 1er et le 3ème quartile. Les moustaches représentent 1,5 * l'intervalle interquartile et les points de données périphériques sont tracés sous forme de points.

Les résultats du faisceau collimaté pour la source de lumière LP ont indiqué qu'elle n'atteignait une désinfection comparable à la performance LP à grande échelle qu'à une fluence supérieure à 40 mJ cm-2. La fluence de conception de la WWTF est de 30 mJ cm−2, ce qui suggère que l'installation fonctionne au-dessus du débit de conception. Cela n'est pas surprenant étant donné que le débit moyen enregistré dans l'installation était de 490 m3 jour-1 au cours de l'étude par rapport au débit de conception de 1 363 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 dans 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 en outre indiqué qu'il existait des différences significatives dans le comportement de la désinfection entre les traitements LP et LED. 20 mJ cm-2 (Fig. 2). La modélisation LP a indiqué que la phase d'épaulement commence à 40 mJ cm-2 et atteindrait l'état d'équilibre à une fluence qui était au-delà de la plage de fluences examinée 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 à 95 % sur la moyenne (n = 12) comme indiqué par 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 les 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 le double de celle du système LP. Concrètement, cela signifie que la LED UV 279 nm nécessite la moitié de la fluence pour obtenir la même réduction logarithmique chez 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 al.17 a révélé qu'il n'y avait pas de synergie accrue lors de l'utilisation d'un traitement de longueur d'onde combiné 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 d'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 279 nm, ou le niveau supérieur de traitement, était significativement plus élevé par rapport au 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 279 nm avait une propension plus élevée à atteindre les communautés bactériennes qui pourraient s'être attachées aux particules dans la matrice. Il a été observé que les effets de protection contre les 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. En outre, il a également été démontré que l'auto-agrégation d'E. coli dépendait de la longueur d'onde28,29.

Les intervalles de confiance pour chaque valeur Nres de la source lumineuse à l'échelle du banc et les performances de la WWTF se chevauchaient et il n'y avait pas de différence significative entre les traitements à l'échelle du banc et les performances de désinfection à grande échelle. Il s'agit du premier cas où le processus d'audit a capturé une usine qui surdosait considérablement le 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 remédier aux écarts actuels d'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 (EQE) 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 d'environ 7,1 % WPE. Cette nette amélioration au cours des dernières années et les améliorations prévues pour les LED UV WPE indiquent que l'écart d'efficacité énergétique diminuera à mesure que les sources de lumière LED s'amélioreront32,33. Une efficacité supplémentaire peut être trouvée grâce à la conception créative des réacteurs LED UV tels que les surfaces internes hautement réfléchissantes et la forme générale du réacteur qui permet une interaction maximale de la lumière émise et de l'agent pathogène cible. Ces efficacités combinées peuvent améliorer la faisabilité de la mise en œuvre à grande échelle des réacteurs LED UV.

Les LED UV ont atteint des performances de désinfection similaires à celles du WWTF à grande échelle à une fluence de LED UV de 20 mJ cm-2 alors que la fluence de conception à pleine échelle était de 30 mJ cm-2 (Fig. 3). Il a été illustré ci-dessus que l'installation LP à grande échelle fonctionnait pour fournir une fluence supérieure à 40 mJ cm−2 fluence équivalente de réduction (REF), malgré une fluence de conception de 30 mJ cm−2, et consommait donc de l'énergie supplémentaire pour traiter au-dessus du niveau requis. Il a également été montré qu'un niveau équivalent d'inactivation pouvait être atteint par un système LED fonctionnant pour délivrer un REF de 20 mJ cm-2. Une analyse détaillée de la comparaison des coûts énergétiques d'un système LED équivalent installé sur le site de Springfield Lake dépasse la portée de cet article, bien qu'une comparaison de base puisse être établie. Par conséquent, la fluence devant être délivrée par un système LED équivalent serait 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 à 254 nm à l'aide d'un système de faisceau collimaté LP. Les carrés jaunes représentent un traitement à l'échelle du banc 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 rejet. La ligne noire et la région ombrée représentent la moyenne et l'intervalle de confiance à 95 % (n = 12) de la concentration de l'effluent des échantillons post-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 par rapport à 254 nm, ce qui entraînait une fluence supérieure de 19,3 % par unité de puissance UV. 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 % dans la conversion et la 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 % d'énergie en plus que l'installation LP en fonctionnement continu.

Pour que le système LED UV soit comparable en consommation d'énergie aux scénarios 30 mJ cm-2, le WPE du système devrait atteindre 15,1 %, et pour le scénario 40 mJ cm-2, le WPE n'aurait besoin 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 de LED UV équivalent conduirait à une réduction de 24,6 % et 43,4 % de consommation d'énergie pour les scénarios 30 et 40 mJ cm-2, respectivement. L'examen de ces scénarios indique qu'à l'avenir, les réacteurs LED UV 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 parité.

Les performances améliorées lors de la comparaison de la consommation d'énergie brute des 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 éteints que pendant l'entretien de routine ou les 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 1 866 usines de traitement des eaux usées au Canada. Environ 25 % des WWTF, moins les lagunes, ont été mises en service entre 2010 et 202035. Les WWTF canadiennes ont en moyenne 17,3 ans et environ 48,9 % de leur durée de vie utile36. Ces données indiquent qu'au cours des 18 prochaines années, d'importantes mises à niveau des installations de traitement des eaux usées du pays seront nécessaires. Les technologies LED UV devraient encore mûrir à ce moment-là et les mises à niveau des systèmes UV des installations de traitement des eaux usées existantes contribueraient à un avenir plus durable.

La documentation de rapport 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 dans les provinces canadiennes avec des débits quotidiens moyens 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 rejet. L'emplacement et la taille de ces systèmes basés sur le débit quotidien moyen sont fournis à la figure 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 flux quotidiens totaux des UTEU utilisant le traitement UV par province au Canada.

En utilisant le débit comme mesure de la taille qu'un système UV doit avoir 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 réalisée. À l'aide de l'installation de traitement de Springfield Lake avec un débit de base de 1 363 m3 jour−1 et une consommation d'énergie annuelle de 5 781,6 kWh, des estimations de la consommation d'énergie annuelle à travers les totaux provinciaux ont été calculées. De plus, à l'aide des profils énergétiques provinciaux fournis par le gouvernement du Canada, la production annuelle de CO2(e) a été estimée38. Ces valeurs ont ensuite été utilisées pour évaluer le scénario dans lequel toutes les installations passeraient à des systèmes LED UV efficaces à 20 % WPE. Cette analyse indique qu'une réduction annuelle de 946 tonnes de CO2(e) est réalisable en exploitant des systèmes de désinfection UV LED (tableau 4).

La consommation d'énergie à elle seule n'est pas une mesure complète de la durabilité d'un système de traitement, et d'autres aspects capturés dans une évaluation du cycle de vie (ACV) tels que la génération, 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 laboratoire. Les auteurs ont constaté que le traitement UV LED réduisait l'impact environnemental de 40 % et suggèrent que la majeure partie de la réduction est due à la réduction de la consommation d'énergie, à l'augmentation de la durée de vie et à la nature sans mercure de l'unité UV LED. 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 le cadre de cette étude actuelle, la 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 LED UV ciblées, la durabilité globale du traitement LED UV continuera de s'améliorer par rapport à systèmes à base de mercure.

Les résultats de cette étude indiquent que les technologies LED UV sont capables de performances suffisantes à pleine échelle et peuvent surpasser les technologies traditionnelles à des fluences 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 réalisées 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. Les améliorations de l'efficacité de la désinfection à des fluences comparables ont des implications plus importantes à mesure que les technologies LED UV sont apportées à des dispositifs à grande échelle. Alors que l'infrastructure est remplacée pour maintenir la sécurité des processus de traitement de l'eau potable et des eaux usées, les LED UV fournissent un outil évolutif pour répondre aux pressions du changement climatique. Des travaux futurs sont recommandés en utilisant cette approche pour comparer les performances des LED aux technologies traditionnelles. à l'aide d'un véritable réacteur grandeur nature installé dans le réseau d'une station d'épuration municipale. Les systèmes LED UV doivent également être mieux quantifiés pour comprendre les économies d'énergie potentielles réalisées grâce à d'autres caractéristiques uniques telles que la gradation et l'éclaircissement instantanés 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 au soutien d'une subvention Alliance du CRSNG [ALLRP 568507 - 2021] et d'une subvention de recherche et développement coopérative du CRSNG en partenariat avec Halifax Water [CRD 539387 - 19]. Kyle Rauch est soutenu par une bourse d'études 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 aux 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, Halifax, N.-É., 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 à Amina K. Stoddart.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

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Réimpressions et autorisations

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Reçu : 05 janvier 2023

Accepté : 04 mai 2023

Publié: 10 mai 2023

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

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