Vandbehandling

Vandbehandling (eller vandbehandling ) er processen med at fjerne uønskede kemikalier, biologiske forurenende stoffer, suspenderede faste stoffer og gasser , der forurener ferskvand . Slutresultatet af rensningsprocessen er drikkevand, der er egnet til brug til et bestemt formål. Afhængig af formålet med vandbehandlingen bruges andre begreber: vandbehandling og spildevandsbehandling . Vand renses og desinficeres mest grundigt som forberedelse til menneskelig brug til husholdningsbehov ( drikkevand ). Derudover kan vandbehandling udføres til andre formål, der opfylder andre krav, for eksempel til medicinske formål eller til brug i farmaceutiske , kemiske eller andre industrier . Generelt omfatter den teknologiske proces, der bruges til at rense vand, fysiske metoder ( filtrering , sedimentering , omvendt osmose , destillation ), biologiske metoder (affaldsædende organismer), kemiske metoder ( flokkulering , ionbytning , klorering og brug af elektromagnetisk stråling , såsom ultraviolet stråling ).

Formål

Ifølge en rapport fra Verdenssundhedsorganisationen , i 2007, havde 1,1 milliarder mennesker ikke adgang til forbedrede vandkilder , og ud af 4 milliarder tilfælde af diarré  var 88% forårsaget af usikkert vand og utilstrækkelig sanitet og hygiejne . Derudover dør der ifølge WHO- eksperter årligt 1,8 millioner mennesker af diarrésygdomme, hvoraf udviklingen af ​​diarré i 94 % af tilfældene kan forebygges ved at ændre miljøforhold, herunder adgang til sikkert (renset og forberedt) vand [1] .

Brugen af ​​relativt simple metoder til rensning og klargøring af drikkevand til husholdningsbrug, såsom klorering , brug af vandfiltre, desinfektion med sollys ( UVR ), samt opbevaring af drikkevandsforsyninger i sikre beholdere, kunne spare en et stort antal menneskeliv hvert år [2] . Hovedmålet for sundhedsorganisationer i udviklingslandene er således at reducere antallet af dødsfald som følge af sygdomme forårsaget af brug af drikkevand af dårlig kvalitet.

Historie

De første forsøg med vandfiltrering blev lavet i det 17. århundrede. Sir Francis Bacon forsøgte at afsalte havvand ved at føre det gennem et sandfilter. Selvom hans eksperiment ikke var vellykket, startede han en ny interesse for dette område. Mikroskopiens fædre , Anthony van Leeuwenhoek og Robert Hooke , brugte det nyopfundne mikroskop til for første gang at observere små materialepartikler, der lå suspenderet i vand, hvilket lagde grundlaget for fremtidig forståelse af vandbårne patogener [3] .

Sandfilter

Den første dokumenterede brug af sandfiltre til vandrensning går tilbage til 1804, hvor ejeren af ​​en bleger i Paisley , Skotland , John Gibb, installerede et eksperimentelt filter og solgte sit uønskede overskud til offentligheden [4] . Denne metode blev perfektioneret i løbet af de næste to årtier af ingeniører, der arbejdede for private vandselskaber og kulminerede i verdens første rensede offentlige vandforsyning, installeret af ingeniør James Simpson for Chelsea Waterworks Company i London i 1829, og designet af netværket var bredt. kopieret i hele Storbritannien i de følgende årtier [5] .

Praksis med vandbehandling blev hurtigt accepteret og udbredt, og fordelene ved systemet blev gjort helt klart af lægen John Snows forskning under Broad Street-koleraudbruddet i 1854 . Snow var skeptisk over for den dengang dominerende miasma -teori , som mente, at sygdomme var forårsaget af giftig "dårlig luft". Selvom kimteorien om sygdom endnu ikke var blevet udviklet, fik Snows observationer ham til at afvise den fremherskende teori. Hans essay fra 1855 "On the Mode of Transmission of Cholera" demonstrerede overbevisende vandforsyningens rolle i spredningen af ​​koleraepidemien i Soho [6] [7] ved hjælp af et stiplet distributionskort og statistisk bevis for at illustrere sammenhængen mellem vandkildekvalitet og forekomst af kolera. Hans resultater overbeviste lokalrådet om at slukke for vandpumpen, hvilket hurtigt afsluttede udbruddet.

Metropolitan Water Act indførte først regulering af vandselskaber i London , herunder minimumsstandarder for vandkvalitet. Loven "leverede en forsyning af rent og sundt vand til Metropolis" og krævede, at alt vand blev "effektivt filtreret" fra den 31. december 1855. [8] Dette blev efterfulgt af lovgivning om obligatorisk test af vandkvaliteten , herunder omfattende kemiske analyser, i 1858. Denne lov satte en verdensomspændende præcedens for lignende folkesundhedsinterventioner i hele Europa. Metropolitan Sewers Commission blev også dannet på samme tid, vandfiltrering blev vedtaget i hele landet, og nye vandindtag på Themsen blev installeret over Teddington Lock . Automatiske trykfiltre, hvori vand tilføres under tryk gennem et filtreringssystem, blev opfundet i 1899 i England.

Vandklorering

John Snow var den første, der med succes brugte klor til at desinficere vandforsyninger i Soho, hvilket hjalp med at sprede koleraudbruddet. William Soper brugte også klorkalk til at behandle spildevand produceret af tyfuspatienter i 1879.

I en artikel offentliggjort i 1894 foreslog Moritz Traube officielt at tilsætte kalkchlorid ( calciumhypochlorit ) til vand for at gøre det "kimfrit". To andre forskere bekræftede Traubes konklusioner og offentliggjorde deres arbejde i 1895 [9] . De første forsøg på at indføre vandklorering i spildevandsbehandlingsanlæg blev gjort i 1893 i Hamborg , Tyskland , og i 1897 var byen Maidstone , England , den første til at behandle hele sin vandforsyning med klor [10] .

Den konstante klorering af vand begyndte i 1905, da et defekt, langsomt sandfilter og forurenet VVS førte til en alvorlig tyfusepidemi i Lincoln, England [11] . Dr. Alexander Cruikshank Houston brugte vandklorering for at stoppe epidemien. Hans installation leverede en koncentreret opløsning af kalkchlorid til det behandlede vand. Vandklorering var med til at stoppe epidemien, og for en sikkerheds skyld fortsatte kloreringen indtil 1911, hvor en ny vandforsyning blev indført [12] .

Den første kontinuerlige brug af klor i USA til desinfektion fandt sted i 1908 ved Boonton Reservoir (ved Rockaway River), som fungerede som forsyningskilden til Jersey City , New Jersey [13] . Klorering blev opnået ved kontrolleret tilsætning af fortyndede opløsninger af kalkchlorid (calciumhypochlorit) i doser i området fra 0,2 til 0,35 ppm. Behandlingsprocessen blev udtænkt af Dr. John L. Leal og kloranlægget blev designet af George Warren Fuller [14] . I løbet af de næste par år blev klordesinfektion ved hjælp af chlorid af kalk hurtigt introduceret i drikkevandssystemer rundt om i verden [15] .

Metoden til at rense drikkevand ved hjælp af komprimeret flydende klorgas blev udviklet af den britiske indiske læge Vincent B. Nesfield i 1903. Hans konto sagde:

Det gik op for mig, at klorgas kunne betragtes som tilfredsstillende... hvis man kunne finde passende midler til dens anvendelse... Det næste vigtige spørgsmål var, hvordan man gør gassen bærbar. Dette kunne gøres på to måder: Ved at gøre det flydende og opbevare det i jernbeholdere foret med bly, have en stråle med en meget tynd kapillarkanal og udstyret med en hane eller skruelåg. Der åbnes for hanen, og den nødvendige mængde vand placeres i cylinderen. Klor bobler, og efter ti til femten minutter er vandet helt sikkert. Denne metode ville være nyttig i stor skala såvel som til servicevandsvogne [16] .

US Army Major Carl Rogers Darnall, professor i kemi ved Military Medical School, demonstrerede dette første gang i praksis i 1910. Kort efter brugte major William L. Leister fra hærens medicinske afdeling en calciumhypochloritopløsning i en linnedpose til at behandle vandet. I mange årtier forblev Lister-metoden standarden for den amerikanske hær i felten og i lejre, implementeret i form af den velkendte Lister-taske (også stavet Lister-taske). Dette arbejde dannede grundlaget for moderne byvandsbehandlingssystemer.

Oprensning

Forbehandling

  1. Pumping og tilbageholdelse - Det meste af vandet skal pumpes fra kilden eller ledes ind i rør eller tanke. For at undgå at tilføre forurenende stoffer til vandet, skal denne fysiske infrastruktur være lavet af passende materialer og bygget på en sådan måde, at utilsigtet forurening ikke opstår.
  2. Det første trin i overfladevandsbehandling er at fjerne store affald såsom pinde, blade, affald og andre store partikler, der kan forstyrre efterfølgende behandlingstrin. Det meste dybe grundvand skal ikke screenes før andre behandlingstrin.
  3. Opbevaring - Vand fra floder kan også opbevares i kystreservoirer i perioder fra et par dage til mange måneder for at muliggøre naturlig biologisk behandling. Dette er især vigtigt, hvis behandlingen sker med langsomme sandfiltre. Reservoirer fungerer også som en buffer mod korte perioder med tørke eller tillader, at vandet opretholdes under midlertidige forureningshændelser i kildefloden.
  4. Forklorering - Mange planter har indgående vand kloreret for at minimere væksten af ​​forurenende organismer på rørledninger og tanke. På grund af den potentielle negative indvirkning på kvaliteten er dette stort set blevet afbrudt [17] .
pH-justering

Rent vand har en pH tæt på 7 (hverken basisk eller sur ). Havvand kan have pH-værdier fra 7,5 til 8,4 (moderat basisk). Ferskvand kan have en bred vifte af pH-værdier afhængigt af oplandets eller grundvandsmagasinets geologi og indflydelsen af ​​forurenende tilførsler ( syreregn ). Hvis vandet er surt (under 7), kan kalk , soda eller natriumhydroxid tilsættes for at hæve pH i vandrensningsprocessen . Tilsætning af kalk øger koncentrationen af ​​calciumioner og øger derved vandets hårdhed. For meget surt vand kan tvungen trækafgassere være en effektiv måde at hæve pH ved at fjerne opløst kuldioxid fra vandet [18] . Fremstilling af alkalisk vand hjælper koagulations- og flokkuleringsprocesserne til at fungere effektivt og hjælper med at minimere risikoen for opløsning af bly fra blyrør og blylodde i rørfittings. Tilstrækkelig alkalinitet reducerer også korrosionsbestandigheden af ​​vand til jernrør. Syre ( kulsyre , saltsyre eller svovlsyre ) kan i nogle tilfælde tilsættes til basisk vand for at sænke pH. Alkalisk vand (over pH 7,0) betyder ikke nødvendigvis, at bly eller kobber fra VVS-systemet ikke bliver opløst i vandet. Vands evne til at udfælde calciumcarbonat for at beskytte metaloverflader og reducere chancen for at opløse giftige metaller i vand afhænger af pH, mineralindhold, temperatur, alkalinitet og calciumkoncentration [19] .

Koagulation og flokkulering

Et af de første trin i de fleste traditionelle vandbehandlingsprocesser er tilsætning af kemikalier for at hjælpe med at fjerne partikler suspenderet i vandet. Partiklerne kan være uorganiske såsom ler og silt eller organiske såsom alger , bakterier , vira , protozoer og naturligt organisk materiale . Uorganiske og organiske partikler bidrager til vandets turbiditet og farve.

Tilsætning af uorganiske koaguleringsmidler såsom aluminiumsulfat (eller alun ) eller jern(III)salte såsom jern(III)chlorid forårsager flere samtidige kemiske og fysiske interaktioner på og mellem partikler. I løbet af få sekunder neutraliseres de negative ladninger på partiklerne af uorganiske koagulanter. Også inden for få sekunder begynder udfældning af metalhydroxid fra jern- og aluminiumioner at dannes. Disse præcipitater smelter sammen til større partikler gennem naturlige processer såsom Brownsk bevægelse og induceret blanding, nogle gange omtalt som flokkulering. Amorfe metalhydroxider er kendt som "flok". Grove amorfe aluminium- og jern(III)hydroxider adsorberer og sammenfiltrer partikler i suspension og letter fjernelse af partikler ved efterfølgende udfældnings- og filtreringsprocesser [20] .

Aluminiumhydroxider dannes i et ret snævert pH-område, typisk fra 5,5 til 7,7. Jern(III)hydroxider kan dannes over et bredere pH-område, herunder pH-niveauer lavere end dem, der er effektive for alun, typisk 5,0 til 8,5.

Der er megen debat og forvirring i litteraturen om brugen af ​​begreberne koagulation og flokkulering: hvor slutter koagulation og begynder flokkulering? Vandbehandlingsanlæg bruger typisk en højenergi, hurtig blandingsproces (holdetid i sekunder), hvor koagulerende kemikalier tilsættes, efterfulgt af flokkuleringstanke (holdetider varierer fra 15 til 45 minutter), hvor lavt energitilførsel gør store skovle eller andre bløde blandeanordninger for at øge dannelsen af ​​flager. Faktisk fortsætter processerne med koagulering og flokkulering efter tilsætning af koaguleringsmidler af metalsalte [21] .

Organiske polymerer blev udviklet i 1960'erne som koaguleringshjælpemidler og i nogle tilfælde som erstatning for uorganiske metalsaltkoagulanter. Syntetiske organiske polymerer er forbindelser med høj molekylvægt, der bærer negative, positive eller neutrale ladninger. Når organiske polymerer tilsættes til vand med partikler, adsorberes forbindelser med høj molekylvægt på overfladen af ​​partikler og smelter sammen med andre partikler gennem interpartikelbroer og danner flokke. PolyDADMAC er en populær kationisk (positivt ladet) organisk polymer, der anvendes i vandbehandlingsanlæg [22] .

Sedimentation

Vand, der forlader flokkuleringsbassinet, kan trænge ind i et sedimentationsbassin, også kaldet et klaringsbassin. Dette er en stor tank med lave vandhastigheder, som gør det muligt for flagerne at sætte sig til bunds. Sedimentationsbassinet er bedst placeret tæt på flokkuleringsbassinet, så transitten mellem de to processer tillader ikke bundfældning eller opbrydning af flokke. Sedimentære bassiner kan være rektangulære, hvor vandet løber fra ende til anden, eller cirkulære, hvor strømmen er fra midten og ud. Udløbet af sedimentbassinet går normalt gennem dæmningen, så der kommer kun et tyndt toplag af vand ud - længst væk fra silt.

I 1904 viste Allen Hazen, at effektiviteten af ​​bundfældningsprocessen afhænger af bundfældningshastigheden af ​​partiklerne, strømmen gennem tanken og tankens overfladeareal. Sump er typisk designet til overløbshastigheder på 0,5 til 1,0 gallons pr. minut pr. kvadratfod (eller 1,25 til 2,5 liter pr. kvadratmeter pr. time). Som hovedregel er effektiviteten af ​​en sedimentationspulje uafhængig af retentionstid eller dybde af bassinet. Selvom bassinets dybde bør være tilstrækkelig, så vandstrømme ikke forstyrrer silt og ikke bidrager til samspillet mellem bundfældede partikler. Da koncentrationen af ​​partikler i det bundfældede vand stiger nær overfladen af ​​sedimentet i bunden af ​​tanken, kan sedimentationshastigheden stige på grund af partikelkollisioner og agglomeration. Typisk forsinkelsestid for sedimentation varierer fra 1,5 til 4 timer, og bassinets dybde er fra 10 til 15 fod (3 til 4,5 meter) [20] [21] [22] .

Skrå flade plader eller rør kan tilføjes til traditionelle klaringsmidler for at forbedre partikelfjernelsesevnen. De skrå plader og rør øger dramatisk det tilgængelige overfladeareal til partikelfjernelse i overensstemmelse med Hazens originale teori. Landets overfladeareal optaget af et sedimentært bassin med skrå plader eller rør kan være meget mindre end i et konventionelt sedimentært bassin.

Opbevaring og bortskaffelse af slam

Efterhånden som partikler bundfælder sig i bunden af ​​sumpen, dannes et lag af slam i bunden af ​​tanken , som skal fjernes og behandles. Mængden af ​​dannet slam er betydelig, ofte 3 til 5 procent af den samlede mængde vand, der skal behandles. Omkostninger til behandling og bortskaffelse af slam kan påvirke driftsomkostningerne for et vandbehandlingsanlæg. Sumpen kan udstyres med mekaniske rengøringsanordninger, der løbende renser bunden af ​​sumpen, eller poolen kan tages ud af drift med jævne mellemrum og rengøres manuelt.

Flokkulerende klaringsmidler

En underkategori af sedimentation er fjernelse af faste stoffer ved at fange suspenderede flokke i bedet, når vandet skubbes opad. Den største fordel ved flokkulerende klaringsapparater er, at de fylder mindre end konventionelle klaringsapparater. Ulemperne er, at partikelfjernelseseffektiviteten kan variere meget afhængigt af ændringen i kvaliteten af ​​forsyningsvandet og strømningshastigheden af ​​forsyningsvandet.

Flotation i opløst luft

Når de partikler, der skal fjernes, ikke let bundfælder sig fra opløsningen, anvendes ofte opløst luftflotation (DAF). Efter koagulations- og flokkuleringsprocesserne kommer vandet ind i DAF-tankene, hvor luftdiffusorer i bunden af ​​tanken skaber små bobler, der sætter sig på flagerne og danner en flydende masse af koncentrerede flager. Det flydende flagetæppe fjernes fra overfladen, og det klarede vand drænes fra bunden af ​​DAF-tanken. Vandkilder, der er særligt sårbare over for encellede algeopblomstringer, samt kilder med lav turbiditet og høj farve, bruger ofte DAF.

Filtrering

Efter at have adskilt de fleste af flokkene, filtreres vandet som et sidste trin for at fjerne de resterende suspenderede partikler og ikke-aflejrede flokke.

Hurtige sandfiltre

Den mest almindelige type filter er det hurtige sandfilter. Vandet bevæger sig lodret gennem sandet, som ofte har et lag aktivt kul eller antracitkul over sandet. Det øverste lag fjerner organiske forbindelser, der bidrager til smag og lugt. Mellemrummet mellem sandpartikler er større end de mindste suspenderede partikler, så simpel filtrering er ikke nok. De fleste af partiklerne passerer gennem overfladelagene, men fanges i porerummene eller klæber til sandpartiklerne. Effektiv filtrering strækker sig ind i filterets dybde. Denne egenskab ved filteret er nøglen til dets funktion: Hvis det øverste lag af sand skulle blokere alle partikler, ville filteret hurtigt blive tilstoppet [23] .

For at rense filteret tvinges vand hurtigt opad gennem filteret, i den modsatte retning af den normale retning (kaldet backflushing), for at fjerne indlejrede eller uønskede partikler. Før dette trin kan komprimeret luft blæses gennem bunden af ​​filteret for at bryde det pakkede filtermedie op for at hjælpe tilbageskylningsprocessen; dette kaldes luftrensning. Dette forurenede vand kan fjernes sammen med slammet fra sumpen eller genanvendes ved at blande det med råvandet, der kommer ind i anlægget, selvom dette ofte betragtes som dårlig praksis, fordi det genindfører en øget koncentration af bakterier i råvandet.

Nogle rensningsanlæg bruger trykfiltre. De arbejder efter samme princip som hurtige gravitationsfiltre, idet de adskiller sig ved, at filtermediet er indesluttet i en stålbeholder, og vand presses igennem det under tryk.

Fordele:

  • Filtrerer meget finere partikler fra end papir- og sandfiltre.
  • Frafiltrerer stort set alle partikler større end den specificerede porestørrelse.
  • De er ret tynde, og derfor flyder væsker gennem dem ret hurtigt.
  • De er stærke nok og kan derfor modstå trykfald i dem, normalt 2-5 atmosfærer.
  • De kan rengøres (vaskes tilbage) og genbruges.
Langsomme sandfiltre

Langsomme sandfiltre kan bruges, hvor der er jord og plads nok, da vandet løber meget langsomt gennem filtrene. Disse filtre er afhængige af biologiske rensningsprocesser til deres drift frem for fysisk filtrering. De er omhyggeligt bygget med sorterede lag af sand, med det groveste sand sammen med noget grus i bunden og det fineste sand øverst. Afløb ved bunden dræner renset vand til desinfektion. Filtrering afhænger af udviklingen af ​​et tyndt biologisk lag kaldet det zoogleale lag på overfladen af ​​filteret. Et effektivt langsomt sandfilter kan forblive i drift i mange uger eller endda måneder, hvis forbehandlingen er godt designet og producerer vand med meget lave tilgængelige næringsstofniveauer, som fysiske behandlinger sjældent opnår. Meget lave næringsstofniveauer gør det muligt for vand at blive sikkert passeret gennem distributionssystemer med meget lave niveauer af desinfektionsmidler, og derved reducerer forbrugernes irritation med aggressive niveauer af klor og klorbiprodukter. Langsomme sandfiltre skylles ikke tilbage; de opretholdes ved, at det øverste lag sand skrabes af, når strømmen til sidst blokeres af biologisk vækst [24] .

En specifik "storskala" form for langsomt sandfilter er bankfiltreringsprocessen, som bruger naturligt sediment på bredden af ​​en flod til at give den første fase af forurenende filtrering. Selvom det generelt ikke er rent nok til direkte brug som drikkevand, er vand opnået fra passende produktionsbrønde langt mindre problematisk end flodvand taget direkte fra en flod.

Membranfiltrering

Membranfiltre er meget brugt til at filtrere både drikkevand og spildevand . Til drikkevand kan membranfiltre fjerne stort set alle partikler større end 0,2 µm, inklusive Giardia og Cryptosporidium . Membranfiltre er en effektiv form for tertiær behandling, når vandet skal genbruges til industrien, til begrænsede husholdningsformål, eller før det udledes i en flod, der bruges af nedstrøms byer. De er meget udbredt i industrien, især til fremstilling af drikkevarer (inklusive flaskevand ). Men ingen mængde filtrering kan fjerne stoffer, der faktisk er opløst i vand, såsom fosfater , nitrater og tungmetalioner .

Fjernelse af ioner og andre opløste stoffer

Ultrafiltreringsmembraner bruger polymere membraner med kemisk dannede mikroskopiske porer, der kan bruges til at filtrere opløste stoffer og samtidig undgå brugen af ​​koagulanter. Typen af ​​membranmedium bestemmer, hvor meget tryk der skal til for at passere vandet, og hvilke størrelser af mikroorganismer der kan filtreres fra.

Ionbytter [25] : Ionbyttersystemer bruger søjler med ionbytterharpiks eller zeolit ​​til at erstatte uønskede ioner. Det mest almindelige tilfælde er blødgøring af vand, som består i at fjerne Ca2+ og Mg2+ ioner og erstatte dem med godartede (sæbeholdige) Na+ eller K+ ioner . Ionbytterharpikser bruges også til at fjerne giftige ioner såsom nitrit , bly , kviksølv , arsen og mange andre.

Blødgøring af nedbør: Hårdt vand (højt indhold af calcium- og magnesiumioner) behandles med kalk ( calciumoxid ) og/eller soda ( natriumcarbonat ) for at udfælde calciumcarbonat ud af opløsningen ved hjælp af den almindelige ioneffekt.

Elektrodeionisering [25] : Vand ledes mellem de positive og negative elektroder . Ionbyttermembraner tillader kun positive ioner at migrere fra renset vand til den negative elektrode og kun negative ioner til den positive elektrode. Deioniseret vand med høj renhed produceres kontinuerligt, svarende til ionbytterbehandling. Fuldstændig fjernelse af ioner fra vand er mulig under de rigtige forhold. Vandet er normalt forbehandlet med et omvendt osmose (RO) anlæg for at fjerne ikke-ioniske organiske forurenende stoffer og gasoverførselsmembraner for at fjerne kuldioxid. Vandgenvinding på 99% er mulig, hvis koncentratstrømmen føres til RO-indløbet.

Desinfektion

Desinfektion udføres både ved filtrering af skadelige mikroorganismer og ved tilsætning af desinficerende kemikalier. Vand desinficeres for at dræbe eventuelle patogener , der passerer gennem filtrene, og for at give en resterende dosis desinfektionsmiddel til at dræbe eller inaktivere potentielt skadelige mikroorganismer i opbevarings- og distributionssystemer. Potentielle patogener omfatter vira , bakterier , herunder Salmonella , Kolera , Campylobacter og Shigella , og protozoer , herunder Giardia og andre cryptosporidium . Efter administration af ethvert kemisk desinfektionsmiddel opbevares vand normalt i midlertidig opbevaring - ofte kaldet en kontakttank eller klar brønd - for at lade den desinficerende handling fuldføre.

Klor desinfektion

Den mest almindelige desinfektionsmetode involverer en form for klor eller dets forbindelser såsom kloramin eller klordioxid . Klor er et stærkt oxidationsmiddel, der hurtigt dræber mange skadelige mikroorganismer. Fordi klor er en giftig gas, er der risiko for frigivelse forbundet med dets brug. Dette problem kan undgås med natriumhypochlorit , som er en relativt billig løsning, der bruges i husholdningsblegemiddel, der frigiver frit klor, når det opløses i vand. Kloropløsninger kan opnås på stedet ved elektrolyse af almindelige saltopløsninger. Den faste form, calciumhypochlorit , frigiver klor ved kontakt med vand. Imidlertid kræver håndtering af faste stoffer mere konventionel menneskelig kontakt gennem åbning og hældning af pose end brugen af ​​gasflasker eller blegemiddel, som er lettere at automatisere. At producere flydende natriumhypochlorit er billigt og også sikrere end at bruge gas eller fast klor. Klorniveauer op til 4 milligram per liter (4 dele per million) anses for at være sikre i drikkevand [26] .

Alle former for klor er meget udbredt på trods af deres respektive ulemper. En ulempe er, at klor fra enhver kilde vil reagere med naturlige organiske forbindelser i vandet og danne potentielt skadelige kemiske biprodukter. Disse biprodukter, trihalomethaner (THM'er) og halogeneddikesyrer (HAA'er), er kræftfremkaldende i store mængder og er reguleret af US Environmental Protection Agency (EPA) og Drinking Water Inspectorate i Storbritannien. Dannelsen af ​​THM'er og halogeneddikesyrer kan minimeres ved effektivt at fjerne så meget organisk stof som muligt fra vandet før tilsætning af klor. Mens klor er effektivt til at dræbe bakterier, har det begrænset effektivitet mod patogene protozoer, der danner cyster i vandet, såsom giardia og cryptosporidium.

Desinfektion med klordioxid

Klordioxid er et hurtigere virkende desinfektionsmiddel end elementært klor . Det bruges relativt sjældent, fordi det i nogle tilfælde kan danne for store mængder chlorit, som er et biprodukt reguleret til lave acceptable niveauer i USA. Klordioxid kan tilføres som en vandig opløsning og tilsættes vand for at undgå gashåndteringsproblemer; ophobninger af klordioxidgas kan spontant detonere.

Klorering

Brugen af ​​kloramin bliver mere almindelig som desinfektionsmiddel. Selvom det ikke er så stærkt et oxidationsmiddel, giver chloramin en længere rest end frit klor på grund af dets lavere redoxpotentiale sammenlignet med frit klor. Det danner heller ikke let THM'er eller halogeneddikesyrer (biprodukter fra desinfektion).

Det er muligt at omdanne klor til kloramin ved at tilsætte ammoniak til vand efter tilsætning af klor. Klor og ammoniak reagerer og danner kloramin. Vanddistributionssystemer desinficeret med chloraminer kan undergå nitrifikation , da ammoniak er et næringsstof til bakterievækst, og nitrat dannes som et biprodukt.

Ozon desinfektion

Ozon  er et ustabilt molekyle, der let donerer et iltatom, hvilket giver et kraftigt oxidationsmiddel, der er giftigt for de fleste vandlevende organismer. Det er et meget stærkt bredspektret desinfektionsmiddel, der er meget udbredt i Europa og i flere kommuner i USA og Canada. Ozondesinfektion, eller ozonering, er en effektiv metode til inaktivering af skadelige cystedannende protozoer. Det virker også godt mod næsten alle andre patogener [27] . Ozon dannes, når ilt ledes gennem ultraviolet lys eller en "kold" elektrisk udladning.

For at bruge ozon som desinfektionsmiddel skal det skabes på stedet og tilsættes vand ved kontakt med bobler. Nogle af fordelene ved ozon omfatter produktionen af ​​færre farlige biprodukter og fraværet af smags- og lugtproblemer (sammenlignet med klorering ). Der er ingen resterende ozon tilbage i vandet. Hvis der ikke er rester af desinfektionsmiddel i vandet, kan klor eller kloramin tilsættes i hele distributionssystemet for at fjerne potentielle patogener i distributionsrørene.

Ozon er blevet brugt i drikkevandsanlæg siden 1906, hvor det første kommercielle ozoneringsanlæg blev bygget i Nice , Frankrig . Ozon er blevet erklæret sikkert af US Food and Drug Administration og bruges som et antimikrobielt middel i fødevarehåndtering, opbevaring og forarbejdning. Men mens der produceres færre biprodukter ved ozonering, har ozon vist sig at reagere med bromidioner i vand for at danne koncentrationer af det formodede kræftfremkaldende bromat . Bromid kan findes i ferskvand i tilstrækkelige koncentrationer til at producere (efter ozonering) over 10 dele pr. milliard (ppb) bromat, det maksimale forureningsniveau fastsat af USEPA [28] . Ozondesinfektion er også energikrævende.

UV-desinfektion

Ultraviolet lys (UV) er meget effektivt til at inaktivere cyster i vand med lav turbiditet. Effektiviteten af ​​dekontaminering med ultraviolet lys falder, efterhånden som turbiditeten øges som følge af absorption , spredning og skygge forårsaget af suspenderede faste stoffer. Den største ulempe ved at bruge UV er, at den, ligesom ozonbehandling, ikke efterlader rester af desinfektionsmiddel i vandet; derfor er det nogle gange nødvendigt at tilføje et resterende desinfektionsmiddel efter den primære desinfektionsproces. Dette gøres ofte ved at tilsætte chloraminer, diskuteret ovenfor som det vigtigste desinfektionsmiddel. Når de anvendes på denne måde, giver chloraminer et effektivt restdesinfektionsmiddel med meget få negative virkninger af klorering.

Mere end 2 millioner mennesker i 28 udviklingslande bruger soldesinfektion til at rense deres drikkevand dagligt [29] .

Ioniserende stråling

Ligesom UV bruges ioniserende stråling (røntgen, gamma og elektron) til at sterilisere vand.

Bromering og iodering

Brom og jod kan også bruges som desinfektionsmidler. Klor i vand er dog mere end tre gange mere effektivt som et E. coli - desinfektionsmiddel end den tilsvarende koncentration af brom, og mere end seks gange mere effektiv end den tilsvarende koncentration af jod [30] . Jod bruges almindeligvis til bærbar vandrensning, mens brom bruges som desinfektionsmiddel til svømmebassiner.

Bærbar vandrensning

Bærbare vandrensningsanordninger og metoder er tilgængelige til desinfektion og behandling i nødstilfælde eller fjerntliggende steder. Desinfektion er hovedmålet, fordi æstetiske hensyn som smag, lugt, udseende og spor af kemisk forurening ikke påvirker drikkevandets kortsigtede sikkerhed.

Yderligere behandlingsmuligheder

  1. Vandfluorering : I mange områder tilsættes fluor til vand for at forhindre huller i tænderne [31] . Fluor tilsættes normalt efter desinfektionsprocessen. I USA udføres fluorering normalt ved tilsætning af hexafluorkiselsyre [ 32] , som nedbrydes i vand til dannelse af fluorioner [33] .
  2. Vandkonditionering: Dette er en metode til at reducere påvirkningen af ​​hårdt vand. I vandsystemer, der er udsat for opvarmning, kan hårdhedssalte udfældes, da nedbrydningen af ​​bikarbonationer producerer carbonationer, som udfælder ud af opløsningen. Vand med en høj koncentration af hårdhedssalte kan behandles med soda (natriumcarbonat), som udfælder overskydende salte gennem virkningen af ​​almindelige ioner, hvilket producerer calciumcarbonat med meget høj renhed. Udfældet calciumcarbonat sælges traditionelt til tandpastaproducenter . Nogle andre vandbehandlingsmetoder til industri og boliger (uden almindeligt accepteret videnskabelig accept) er blevet hævdet at involvere brugen af ​​magnetiske og/eller elektriske felter for at reducere virkningerne af hårdt vand [34] .
  3. Nedsat blyopløselighed: I områder med naturligt surt vand med lav ledningsevne (f.eks. overfladeudfældning i høje bjerge af magmatiske bjergarter), kan vand muligvis opløse bly fra alle blyrør, der fører det. Tilsætning af små mængder phosphation og en lille stigning i pH bidrager til et signifikant fald i blyets opløselighed på grund af dannelsen af ​​uopløselige blysalte på rørenes indre overflader.
  4. Radiumfjernelse: Nogle underjordiske kilder indeholder radium , et radioaktivt kemisk element. Typiske kilder omfatter mange grundvandskilder nord for Illinois-floden i Illinois , USA . Radium kan fjernes ved ionbytning eller vandkonditionering. Den resulterende tilbageskylning eller bundfald er imidlertid lavaktivt radioaktivt affald .
  5. Fluoridfjernelse: Selvom fluor tilsættes vand i mange områder, viser det sig i nogle områder af verden at naturligt fluor er for højt i kildevandet. For høje niveauer kan være giftige eller forårsage uønskede kosmetiske virkninger såsom tandfarvning. Metoder til reduktion af fluoridniveauer omfatter behandling med aktiveret aluminiumoxid og knogleforkulning af filtermediet.
  6. Fjernelse af jern. Den vigtigste indikator for vandets ætsningsevne er indholdet af opløst ilt i det [35] . Jernfjernelse udføres ved beluftning af vand. Oxidationshastigheden af ​​Fe2+ ioner i vand under luftbobling bestemmes af hastighederne af to parallelle processer: en homogen proces med oxidation med oxygen opløst i vand og en heterogen proces med oxidation af Fe2+ ioner ved vand-luft-grænsefladen [36] .

Andre vandrensningsmetoder

Nedenfor er andre populære vandbehandlingsmetoder, især for lokale private kilder. I nogle lande bruges nogle af disse metoder også til storskala kommunale leverancer. Særligt vigtige er destillation (afsaltning af havvand) og omvendt osmose.

  1. Kogning : At bringe vand til kogepunktet (ca. 100°C eller 212°F ved havoverfladen) er den ældste og mest effektive metode, da den eliminerer de fleste tarmsygdomsfremkaldende mikrober , men ikke kan fjerne kemiske toksiner eller urenheder [37] . For menneskers sundhed er fuldstændig vandsterilisering ikke påkrævet, da varmebestandige mikrober ikke påvirker tarmene [38] . Det traditionelle råd er at koge vand i ti minutter, mest for at øge sikkerheden, da bakterier begynder at blive elimineret over 60°C (140°F). Selvom kogepunktet falder med stigende højde, er dette ikke nok til at påvirke desinfektionsprocessen [39] . I områder, hvor vandet er "hårdt" (dvs. indeholder betydelige opløste calciumsalte), nedbryder kogning bicarbonationer , hvilket resulterer i delvis udfældning som calciumcarbonat . Dette er den "pelse", der bygger sig op på kedelelementer osv. i hårdt vandsområder. Med undtagelse af calcium fjerner kogning ikke opløste stoffer med et højere kogepunkt end vand og øger faktisk deres koncentration (på grund af noget af vandet, der går tabt som damp). Kogning efterlader ingen resterende desinfektionsmiddel i vandet. Derfor kan vand, der koges og derefter opbevares i en hvilken som helst periode, få nye patogener.
  2. Granulær adsorption af aktivt kul : En form for aktivt kul med stort overfladeareal, som adsorberer mange forbindelser, herunder mange giftige forbindelser. Vand, der passerer gennem aktivt kul, bruges normalt i kommunale områder med organisk forurening, smag eller lugt. Mange husholdningsvandfiltre og akvarier bruger aktivt kulfiltre til yderligere at rense vandet. Husholdningsdrikkevandsfiltre indeholder nogle gange sølv i form af metalliske sølvnanopartikler. Hvis vandet holdes i kulstofblokken i længere tid, kan mikroorganismer vokse inde i den, hvilket resulterer i tilsmudsning og forurening [40] . Sølvnanopartikler er et fremragende antibakterielt materiale og kan nedbryde giftige haloorganiske forbindelser som pesticider til ugiftige organiske produkter. Filtreret vand bør bruges kort efter, at det er blevet filtreret, da den lille mængde tilbageværende mikrober kan formere sig over tid. Generelt fjerner disse hjemmefiltre over 90 % af den tilgængelige klor i et glas renset vand. Disse filtre skal skiftes med jævne mellemrum, ellers kan bakterieindholdet i vandet faktisk stige på grund af væksten af ​​bakterier inde i filterblokken.
  3. Destillation involverer kogende vand for at producere vanddamp . Dampen kommer i kontakt med en kølig overflade, hvor den kondenserer som en væske. Da opløste stoffer normalt ikke fordamper, forbliver de i den kogende opløsning. Selv destillation renser ikke vand fuldstændigt på grund af forurenende stoffer med lignende kogepunkter og dråber af ukølet væske båret af damp. Dog kan 99,9% rent vand opnås ved destillation.
  4. Omvendt osmose : Mekanisk tryk påføres en uren opløsning for at tvinge rent vand gennem en semipermeabel membran . Omvendt osmose er teoretisk den mest grundige vandrensningsmetode i stor skala, selvom ideelle semipermeable membraner er svære at skabe. Hvis membranerne ikke er i god stand, kan alger og andre livsformer kolonisere membranerne.
  5. Brug af jern til at fjerne arsen fra vand.
  6. Direkte kontaktmembrandestillation (DCMD). Anvendelig til afsaltning af vand. Opvarmet havvand passerer over overfladen af ​​den hydrofobe polymermembran . Det fordampede vand passerer fra den varme side gennem porerne i membranen ind i den kolde rene vandstrøm fra den anden side. Forskellen i damptryk mellem den varme og kolde side hjælper med at presse vandmolekylerne igennem.
  7. Afsaltning er den proces, hvorved saltvand (normalt havvand) omdannes til ferskvand. De mest almindelige afsaltningsprocesser er destillation og omvendt osmose. Afsaltning er i øjeblikket dyrt sammenlignet med de fleste alternative vandkilder, og kun en meget lille del af det samlede menneskelige forbrug dækkes af afsaltning. Dette er kun økonomisk gennemførligt til højværdianvendelser (såsom husholdnings- og industribrug) i tørre områder.
  8. Gashydratkrystaller ved centrifugemetode. Hvis kuldioxid eller anden lavmolekylær gas blandes med forurenet vand ved højt tryk og lav temperatur, vil gashydratkrystaller dannes eksotermt. Separation af det krystallinske hydrat kan udføres ved centrifugering eller ved bundfældning og dekantering. Vand kan frigives fra hydratkrystaller ved opvarmning [41] .
  9. In Situ Chemical Oxidation, en form for avancerede oxidationsprocesser og avancerede oxidationsteknologier, er en miljøsaneringsteknik, der bruges til at afhjælpe jord og/eller grundvand for at reducere koncentrationen af ​​målrettede miljøforurenende stoffer til acceptable niveauer. Denne oxidation udføres ved at injicere eller på anden måde indføre stærke kemiske oxidationsmidler direkte i det forurenede miljø (jord eller grundvand) for at ødelægge de kemiske kontaminanter in situ. Det kan bruges til at genoprette forskellige organiske forbindelser, herunder dem, der er modstandsdygtige over for naturlig nedbrydning.
  10. Bioremediering  er en teknik, der bruger mikroorganismer til at fjerne eller udvinde visse affaldsprodukter fra et forurenet område. Siden 1991 er bioremediering blevet foreslået som en taktik til at fjerne urenheder fra vand såsom alkaner, perklorater og metaller [42] . Behandling af grund- og overfladevand med bioremediering af perchlorater og chloridforbindelser har været vellykket, fordi perchloratforbindelser er meget opløselige, hvilket gør deres fjernelse vanskelig [43] . Sådanne succeser med Dechloromonas agitata CKB-stammen omfatter feltstudier i Maryland og det sydvestlige USA [44] [45] . Selvom bioremedieringsmetoden kan være en succes, er implementering ikke gennemførlig, da der stadig er meget at lære om hastigheden og konsekvenserne af mikrobiel aktivitet, samt etableringen af ​​en storstilet implementeringsmetode.

Se også

Noter

  1. ↑ Bekæmpelse af vandbårne sygdomme på  husstandsniveau . - Verdenssundhedsorganisationen , 2007. - P. Del 1. - ISBN 978-92-4-159522-3 .  (Engelsk)
  2. ↑ Vand for livet : Få det til at ske  . - Verdenssundhedsorganisationen og UNICEF , 2005. - ISBN 92-4-156293-5 .  (Engelsk)
  3. ↑ Arnaud Ndé-Tchoupé, Mesia Lufingo, Rui Hu, Willis Gwenzi, Seteno Ntwampe. Undgå brug af opbrugte drikkevandsfiltre: Et filterur baseret på rustende jern  // vand. — 2018-05-02. - T. 10 , nej. 5 . - S. 591 . — ISSN 2073-4441 . doi : 10.3390 / w10050591 .
  4. ↑ Daniel Dean Ludwig. Filtrering og klorering af små vandforsyninger . — Iowa State University.
  5. ↑ Rapport om undersøgelsen af ​​vandet leveret af Chelsea vandværket  // Public Health. — 1898-10. - T. 11 . — S. 406–414 . — ISSN 0033-3506 . - doi : 10.1016/s0033-3506(98)80169-8 .
  6. ↑ Koncepter og praksis for humanitær medicin . — New York: Springer, 2008. — 1 onlineressource (xix, 324 sider) s. - ISBN 978-0-387-72264-1 , 0-387-72264-5, 0-387-72263-7, 978-0-387-72263-4.
  7. ↑ Bernhard Cinader. Moderne tendenser inden for aldringsforskning, red. Y. Courtois, B. Faucheux, B. Forette, D.L. Knook, J.A. Treton. John Libbey EUROTEXT, London og Paris, John Libbey Eurotext, 1986 US $78,00.  // Canadian Journal on Aging / La Revue canadienne du vieillissement. - 1988. - T. 7 , no. 2 . — S. 167–167 . - ISSN 1710-1107 0714-9808, 1710-1107 . - doi : 10.1017/s0714980800007418 .
  8. ↑ LOKAL GOVERNMENT.—Public Health—Common Loging House—Registration—Ingen udlejning i mindre end en uge—Towns Improvements Clauses Act, 1847 (10 & 11 Vict. c. 34), s. 116—Common Loging Houses Act, 1851 (14 & 15 Vict. c. 28) c. 26)—Public Health Act, 1875 (38 & 39 Vict. c. 55), ss. 76, 77-Public Health (Ireland) Act, 1878 (41 & 42 Vict. c. 52), s. 294  // Tidsskrift for Det Kongelige Sanitetsinstitut. - 1926-07. - T. 47 , no. 7 . — S. 495–495 . — ISSN 0370-7334 . - doi : 10.1177/146642402604700707 .
  9. ↑ Offentlige vandforsyninger: krav, ressourcer og opførelse af værker  // Natur. - 1901-06. - T. 64 , no. 1651 . — S. 179–180 . — ISSN 1476-4687 0028-0836, 1476-4687 . - doi : 10.1038/064179a0 .
  10. ↑ EPIDEMIKEN AF TYFOIDFEBER VED MAIDSTONE.  // Lancetten. — 1897-10. - T. 150 , nej. 3868 . — S. 1010–1011 . — ISSN 0140-6736 . - doi : 10.1016/s0140-6736(00)31045-5 .
  11. ↑ Bruno Gebhard. Miracle of Life  // American Journal of Public Health and the Nations Health. - 1951-03. - T. 41 , no. 3 . — S. 353–353 . — ISSN 0002-9572 . - doi : 10.2105/ajph.41.3.353-a .
  12. ↑ ÅRSBERETNING FRA DEN LÆGE I DEN LOKALE BESTYRELSE.  // Lancetten. - 1905-01. - T. 165 , no. 4246 . — S. 106–107 . — ISSN 0140-6736 . - doi : 10.1016/s0140-6736(01)21556-6 .
  13. ↑ George R. Spalding. Hos Hackensack Water Company, New Jersey  // Journal - American Water Works Association. — 1934-11. - T. 26 , nr. 11 . - S. 1730-1733 . — ISSN 0003-150X . - doi : 10.1002/j.1551-8833.1934.tb14404.x .
  14. ↑ [ http://dx.doi.org/10.1002/awwa.1491 Erratum—Managing Legionella pneumophila in Water Systems] // Journal AWWA. – 2020-04. - T. 112 , nr. 4 . — S. 110–110 . — ISSN 1551-8833 0003-150X, 1551-8833 . - doi : 10.1002/awwa.1491 .
  15. ↑ MN Baker. Rent vand og hvordan man får det. Af Allen Hazen. Anden udgave, revideret og forstørret. New York: John Wiley & Sons. klæde; 5 × 8 tommer; pp. 196; illustreret. $3  // National kommunal gennemgang. — 1914-10. - T. 3 , nej. 4 . — S. 812–813 . - ISSN 1931-0250 0190-3799, 1931-0250 . - doi : 10.1002/ncr.4110030433 .
  16. ↑ V.B. Nesfield. En kemisk metode til sterilisering af vand uden at påvirke dets drikkelighed  // Folkesundhed. — 1902-10. - T. 15 . — S. 601–603 . — ISSN 0033-3506 . - doi : 10.1016/s0033-3506(02)80142-1 .
  17. ↑ Michael J. McGuire. Informationsindsamling Regeldataanalyse . - Denver, CO: AWWA Research Foundation og American Water Works Association, 2002. - xxiv, 600 sider s. - ISBN 1-58321-273-6 , 978-1-58321-273-8.
  18. ↑ Air stripping og beluftning  // MWH's Water Treatment. — Hoboken, NJ, USA: John Wiley & Sons, Inc., 2012-03-21. - S. 1033-1115 . - ISBN 978-1-118-13147-3 , 978-0-470-40539-0 .
  19. ↑ Water Marketing  // Journal - American Water Works Association. — 1988-03. - T. 80 , nej. 3 . — S. 29–29 . — ISSN 0003-150X . - doi : 10.1002/j.1551-8833.1988.tb03004.x .
  20. ↑ 1 2 Vandkvalitet og -behandling: en håndbog om drikkevand . — 6. udg. — New York: McGraw-Hill, 2011. — 1 bind (diverse sider) s. - ISBN 978-0-07-163011-5 , 0-07-163011-2, 978-0-07-001659-0, 0-07-001659-3.
  21. ↑ 1 2 Susumu Kawamura. Integreret design og drift af vandbehandlingsanlæg . — 2. udg. - New York: John Wiley & Sons, 2000. - xvii, 691 sider s. - ISBN 0-471-35093-1 , 978-0-471-35093-4.
  22. ↑ 1 2 Vandbehandlingsprincipper og design . — 2. udg. - Hoboken, NJ: J. Wiley, 2005. - xx, 1948 sider s. - ISBN 0-471-11018-3 , 978-0-471-11018-7. Arkiveret 22. september 2007 på Wayback Machine
  23. ↑ US Epa. Teknologier til opgradering af eksisterende eller design af nye drikkevandsbehandlingsfaciliteter . — CRC Press, 2020-08-26. - ISBN 978-1-003-07317-8 .
  24. ↑ Abhilash T. Nair, M. Mansoor Ahammed, Komal Davra. Indflydelse af driftsparametre på ydeevnen af ​​et langsomme sandfilter i husstanden  // Vandforsyning. - 08-03-2014. - T. 14 , nej. 4 . — S. 643–649 . — ISSN 1607-0798 1606-9749, 1607-0798 . - doi : 10.2166/ws.2014.021 .
  25. ↑ 1 2 Andrei A. Zagorodni. Ionbyttermaterialer: egenskaber og anvendelser . - Amsterdam: Elsevier, 2007. - 1 onlineressource (xv, 477 sider) s. - ISBN 978-0-08-044552-6 , 0-08-044552-7, 0-08-046753-9, 978-0-08-046753-5.
  26. ↑ Joseph Cotruvo. Desinfektion og klordesinfektionsmidler  // Vejledning om drikkevandskvalitet og forurenende stoffer. — Boca Raton : Taylor & Francis, en CRC-titel, en del af Taylor &: CRC Press, 2018-09-18. — S. 105–115 . - ISBN 978-1-351-11047-1 .
  27. ↑ HH Neumann. Bakteriologisk sikkerhed ved varmt postevand i udviklingslande  // Folkesundhedsrapporter (1896-1970). - 1969. - T. 84 , no. 9 . - S. 812 . — ISSN 0094-6214 . - doi : 10.2307/4593686 .
  28. ↑ Jeff Neemann, Robert Hulsey, David Rexing, Eric Wert. Kontrol af bromatdannelse: Under ozonering med klor og ammoniak  // Journal - American Water Works Association. - 2004-02. - T. 96 , nr. 2 . — S. 26–28 . — ISSN 0003-150X . - doi : 10.1002/j.1551-8833.2004.tb10542.x .
  29. ↑ Charlie Matlack, Howard Chizeck, Tyler Blake Davis, Jacqueline Linnes. En billig soldesinfektionsindikator for sikkert vand  // 2011 IEEE Global Humanitarian Technology Conference. — IEEE, 2011-10. - ISBN 978-1-61284-634-7 , 978-0-7695-4595-0 . - doi : 10.1109/ghtc.2011.81 .
  30. ↑ T.A. Koski, L.S. Stuart, L.F. Ortenzio. Sammenligning af klor, brom og jod som desinfektionsmidler til svømmebassinvand  // Anvendt mikrobiologi. - 1966. - T. 14 , no. 2 . — S. 276–279 . — ISSN 0003-6919 . doi : 10.1128 / am.14.2.276-279.1966 .
  31. ↑ Anbefalinger til brug af fluor til at forebygge og kontrollere tandkaries i USA . PsycEXTRA-datasæt (2001). Hentet: 17. marts 2021.
  32. ↑ Check for Safety: A Home Fall Prevention Checklist for Older Adults . PsycEXTRA Dataset (2004). Hentet: 17. marts 2021.
  33. ↑ inta, 2008-5-12.pdf . dx.doi.org . Hentet: 17. marts 2021.
  34. ↑ Richard S. Huebner, Douglas G. Soutter. Forudsigelse af in-stream vandkvalitet fra vandskelkarakteristika  // Journal of Water Management Modeling. - 1994. - ISSN 2292-6062 . - doi : 10.14796/jwmm.r176-04 .
  35. ↑ Yu.A. Koryakin, I.M. Kolesnikov, M.Yu. Kilyanov, S.I. Kolesnikov - Iltindhold i vandsystemer og dets indvirkning på systemernes tilstand.
  36. ↑ Averina Yu.A. - Intensivering af beluftningsprocessen, når jernioner fjernes fra vandet.
  37. ↑ Rick Helmes-Hayes, James Curtis. Introduktion  // Den vertikale mosaik genbesøgt. - Toronto: University of Toronto Press, 1998-01-31. — S. 1–33 . - ISBN 978-1-4426-8305-1 .
  38. ↑ CD Ericsson, R. Steffen, H. Backer. Vanddesinfektion til internationale og vildmarksrejsende  // Kliniske infektionssygdomme. - 2002-02-01. - T. 34 , no. 3 . — S. 355–364 . — ISSN 1537-6591 1058-4838, 1537-6591 . - doi : 10.1086/324747 .
  39. ↑ Du kan stadig lave et drab  // Du kan stadig lave et drab. — 2012-10-10. - doi : 10.5040/9781408183830.00000002 .
  40. ↑ Nora Savage, Mamadou S. Diallo. Nanomaterialer og vandrensning: muligheder og udfordringer  // Journal of Nanoparticle Research. - 2005-10. - T. 7 , nej. 4-5 . — S. 331–342 . - ISSN 1572-896X 1388-0764, 1572-896X . - doi : 10.1007/s11051-005-7523-5 .
  41. ↑ John J. Carroll. Vandindhold i naturgas  // Naturgas Hydrater. - Elsevier, 2009. - S. 229-254 . - ISBN 978-0-7506-8490-3 .
  42. ↑ Cuthbert, viceadm. Sir John (Wilson), (9. april 1902-7. december 1987), JP; DL  // Hvem var hvem. — Oxford University Press, 2007-12-01.
  43. ↑ James Ian Van Trump, John D Coates. Termodynamisk målretning af mikrobiel perchloratreduktion af selektive elektrondonorer  // The ISME Journal. — 2008-12-18. - T. 3 , nej. 4 . — S. 466–476 . - ISSN 1751-7370 1751-7362, 1751-7370 . - doi : 10.1038/ismej.2008.119 .
  44. ↑ PB Hatzinger, J. Diebold, C. A. Yates, R. J. Cramer. Feltdemonstration af in situ perkloratbioremediering i grundvand  // Perklorat. Boston: Kluwer Academic Publishers. — S. 311–341 . — ISBN 0-387-31114-9 .
  45. ↑ John D. Coates, Laurie A. Achenbach. Mikrobiel perkloratreduktion: raketdrevet metabolisme  // Nature Reviews Microbiology. - 2004-07. - T. 2 , nej. 7 . — S. 569–580 . - ISSN 1740-1534 1740-1526, 1740-1534 . - doi : 10.1038/nrmicro926 .
  Gå til Wikidata-elementet  Ordbøger og encyklopædier