Information

Welche Art von Biofiltration eignet sich am besten für eine kleine, tragbare Biofiltrationseinheit?

Welche Art von Biofiltration eignet sich am besten für eine kleine, tragbare Biofiltrationseinheit?


We are searching data for your request:

Forums and discussions:
Manuals and reference books:
Data from registers:
Wait the end of the search in all databases.
Upon completion, a link will appear to access the found materials.

Ich habe die Idee eines Systems untersucht, das die Wiederverwendung (Trinken) von RV-Grauwasser ermöglicht oder zumindest die Freiheit, in Regenabflüsse zu kippen (ich denke, die Anforderungen sind diesbezüglich lockerer, aber es muss noch etwas gereinigt werden .) )

Grauwasser ist Abwasser, das keine Fäkalien enthält. Die Hauptverunreinigungen wären Lebensmittelabfälle, verschiedene Seifen (wahrscheinlich nur biologisch abbaubar oder nicht antibakteriell) und gebrauchtes Duschwasser. Ich würde wahrscheinlich auch Urin hinzufügen, nach der Sterilisation, um Krankheitserreger zu entfernen.

Ich dachte an eine Vorfiltration, um größere Fragmente und Detritus zu entfernen. Wahrscheinlich mit der höchsten Note davon

-Die Verarbeitungsgeschwindigkeit müsste mindestens 10 Liter pro Tag betragen. 2x bis 3x das wäre am besten.

-Gewicht und Volumen stehen an erster Stelle


Alle Arten von Schwamm- und Pumpenfiltern züchten Nitrobakterien, um organische Inhaltsstoffe zu entfernen. Neben einem Tropffilter aus reinem Mineralsand und Ton hätte man ein Bakterienschwamm- und Pflanzenaquarium sowie einen Sandfilter.

Sie können auch Ihre eigene Aktivkohle herstellen.

Urin erfordert bei starkem Pflanzenwachstum zur Reinigung. Sie haben bereits einen Tank, das Volumen ist nicht angegeben, also sage ich, es sind 125 L. Hier ist ein zweistufiger Biofilter: einer mit einem einströmenden und einem kreisförmigen Bakterienfilter zum Filtern von einströmendem Wasser in abgestuften Schwämmen bis zu ca. 0,05 - 1 mm feinster Einlauf Partikel für Lebensmittel und andere Dinge. Verwenden Sie 2 Teilungen im Tank, eine von 100 L, eine von 25 L, aus der Sie jeden Tag 10 L zubereiten können.

Verwenden Sie 2 Fischfilter AC von 7 - 20 Watt (?) oder 12 V (DC) Pumpen ähnlich denen von Fischen. Verwenden Sie 500 ml - 1 Liter Filterschwämme mit schnellem Zugriff, damit Sie die Bakterienmatten regelmäßig auspressen können, da sie sich mit Stickstoff- und Phosphat- und Sauerstoff-basierten Teichorganismen füllen.

Wenn Sie den 100-Liter-Tank mit Algen füllen können, ist es ideal.

Setzen Sie ein Ventil ein, um den zweiten 25-Liter-Tank getrennt zu halten. Filtern Sie die letzten 10 L, die täglich durch Bergmineralsand von Orten mit großartigem Quellwasser, z. B. Dolomiten / Kreide, gezogen werden, um Spurenelemente hinzuzufügen. Es wird empfohlen, im ersten Becken Sonnenlicht und viele Pflanzen zu verwenden.


Biofiltrationsleistung und kinetische Untersuchung der Entfernung von Schwefelwasserstoff aus einer realen Quelle

Biofiltration ist eine der anerkanntesten Technologien zur Geruchsbekämpfung in Abwasseranlagen. Ein Biofiltersystem besteht aus einem Bett aus organischem Material, das sowohl als Träger für die aktiven Mikroorganismen als auch als Nährstoffversorgung dient. Ziel dieser Studie war es, die Leistung eines Biofilters zu bewerten und zu modellieren, der unter realen Bedingungen der Geruchsemission von einer Abwasserpumpstation in Khorramabad, Iran, betrieben wird.

Methoden

Das Medium war eine Mischung aus Kompost und Holzspänen mit einem Gewichtsverhältnis von 5:1. Die Behandlungsleistung des Biofilters wurde während einer 90-tägigen Betriebszeit bewertet und die gesammelten Daten wurden verwendet, um das am besten geeignete kinetische Modell basierend auf Michaelis-Menten- und Ottengraf-Modellen zu entwickeln und zu bestimmen. Das Best-Fit-Modell wurde bei der Analyse von Szenarien verwendet, die basierend auf dem Einlass H . definiert wurden2S Belastungsschwankungen. Außerdem wurde die Wirksamkeit der Hauptparameter der Biofilterleistung unter Verwendung eines dimensionslosen Empfindlichkeitskoeffizienten bewertet.

Ergebnisse

Als am besten geeignetes Modell wurde der Ottengraf-Typ nullter Ordnung gefunden, der durch Diffusion begrenzt ist, basierend auf den Werten des R-Quadrats (0,98) und des mittleren quadratischen Fehlers (MSE) (0,002). Die Ergebnisse zeigten einen hohen H2S-Entfernungseffizienz von etwa 98% bei einer EBRT (Leerbett-Verweilzeit) von 60 s. trotz hoher Schwankungen der Einlasskonzentration unter realen Bedingungen. Das System konnte den Ablaufstandard von 10 ppm erfüllen, selbst wenn der Zulauf H2Die S-Ladung erhöht sich um das Doppelte des Basisniveaus. Nach den Ergebnissen des definierten Sensitivitätskoeffizienten war die Systemleistung empfindlicher auf die Einlasskonzentration als die EBRT mit einem Verhältnis von 1,4.

Schlussfolgerungen

Zusätzlich zu den akzeptablen Wirkungsgraden von Biofiltern bei der Geruchsbeseitigung bewiesen die Ergebnisse den Wert der Verwendung eines kinetischen Modells zur Vorhersage der Systemleistung, das ein nützliches Werkzeug bei der Konstruktion und dem Betrieb solcher Systeme ist.


Wie bekomme ich mehr Sauerstoff in mein Aquarium?

Sie können den Gehalt an gelöstem Sauerstoff direkt mit einem Wassertest-Kit oder einem digitalen Messgerät messen. Idealerweise sollte der Sauerstoffgehalt in einem Süßwasseraquarium etwa 7 bis 8 ppm (oder mg/l) betragen. Um die beste Einstellung zur Erhöhung des Sauerstoffgehalts in Ihrem Aquarium herauszufinden, haben wir mehrere Experimente mit einem Messgerät für gelösten Sauerstoff durchgeführt und Folgendes herausgefunden:

Die Versuchsergebnisse zur Erhöhung des gelösten Sauerstoffs in verschiedenen Aquarien-Setups

Hinweis: Powerheads und Umwälzpumpen wurden ebenfalls getestet, die genauen Ergebnisse wurden jedoch nicht aufgezeichnet. Der Antriebskopf vom Venturi-Typ schnitt nicht so gut ab, da der Antriebskopf zur Oberseite des Tanks zeigte, was zu Oberflächenbewegungen führte. Eine Umwälzpumpe wurde ebenfalls getestet, aber sie verbesserte den Sauerstoffgehalt nicht signifikant.

Aufgrund unserer Experimente sehen wir definitiv, dass sich ein zunehmender Gasaustausch an der Wasseroberfläche positiv auf den Sauerstoffgehalt auswirkt. Der Gasaustausch in Aquarien ist der Prozess, bei dem Kohlendioxid aus dem Wasser (ein Abfallprodukt Ihrer Fische) in die Luft austritt und neuer Sauerstoff aus der Luft im Wasser gelöst wird. Angesichts dieser Informationen sind hier drei bewährte Möglichkeiten, die Sauerstoffversorgung in Ihrem Aquarium zu erhöhen:

  • Kaufen Sie Tanks mit einer großen Oberfläche.
    Wenn nur ein Schwammfilter im 40-Gallonen-Tank im Vergleich zum 55-Gallonen-Tank verwendet wurde, hatte der 40-Gallonen-Tank einen viel höheren Sauerstoffgehalt. Der Grund dafür ist, dass der 40-Gallonen-Brütertank im Vergleich zum 55-Gallonen-Tank eine größere Oberfläche hat. Daher ist ein langes, flaches Aquarium einem hohen, schmalen Aquarium vorzuziehen.
  • Lassen Sie keine schwimmenden Pflanzen die Wasseroberfläche bedecken.
    Bei Verwendung eines Schwammfilters im 55-Gallonen-Tank hatte das Experiment mit Schwimmpflanzen im Vergleich zum Experiment ohne sie deutlich weniger Sauerstoff. Im Allgemeinen können lebende Aquarienpflanzen sehr nützlich sein, um zusätzlichen Sauerstoff für Ihre Fische zu produzieren. Lassen Sie jedoch nicht zu, dass schwimmende Pflanzen Ihren gesamten Tank übernehmen, da dies den Gasaustausch begrenzt.

Zu viele schwimmende Pflanzen können den Sauerstoffgehalt in Ihrem Aquarium stark reduzieren.

  • Erhöhen Sie die Oberflächenbewegung mit Filter- und Ausströmersteinen.
    Eine gute Oberflächenbewegung ist eindeutig der Schlüssel zu einem effektiven Gasaustausch, bei dem Kohlendioxid im Wasser gegen mehr Sauerstoff aus der Luft ausgetauscht wird. Eine der besten Möglichkeiten, dies zu tun, besteht darin, jedem Aquarium mindestens eine Luftquelle (wie einen Ausströmerstein oder einen Schwammfilter) hinzuzufügen, unabhängig davon, welche andere Filterung Sie verwenden. Sie können mit anderen Methoden wie einem Hang-on-Back-Filter eine gute Oberflächenbewegung erzielen, aber dies geht auf Kosten sehr lauter Spritzgeräusche durch das fallende Wasser.

Drei Wege, wie unser Gartenteich die Dinge bei Tyrant Farms verändert hat

1. Vielfältigeres Ökosystem

Wie Sie wahrscheinlich bemerkt haben, sind natürliche Wasserspiele (Teiche, Bäche, Quellen usw.) ein Magnet für eine Vielzahl von Lebensformen. Seit dem Bau unseres Gartenteichs sind wir überwältigt von der Zunahme an Libellen, Fröschen, Salamandern und anderen nützlichen Lebewesen, die wir früher nicht sehr oft gesehen haben.

Wir haben auch einen Rückgang der Mücken festgestellt, da Enten, Frösche, Salamander, Libellenlarven und andere Teichbewohner es LIEBEN, sich an Mückenlarven zu ernähren. (Lesen Sie hier über die andere Art und Weise, wie wir Mücken organisch bekämpfen.)

Wir haben eine essbare Bio-Landschaft mit mehreren hundert Arten von Nahrungsmittelpflanzen und essbaren Pilzen, daher ist es sehr willkommen, noch mehr nützliche Lebewesen in der Nähe zu haben, die uns helfen, die Dinge zu verwalten und Schädlingsinsektenpopulationen in Schach zu halten. Wir sehen jetzt, warum so viele Permakulturforscher von den Vorteilen eines Hinterhofteichs und anderer Wasserspiele schwärmen.

Unsere Mädchen schwimmen in einer verschneiten Nacht.

2. Glücklichere Menschen

Der Mensch hat eine tief verwurzelte psychologische Verbindung zum Geräusch von fließendem Wasser. Im Grunde genommen entsprechen plätschernde Wassergeräusche einer verfügbaren Wasserquelle, etwas, was unsere Vorfahren als ziemlich beruhigend empfunden hätten, bevor sie einfach einen Wasserhahn aufdrehen konnten, um Wasser zu holen.

Wann immer das Wetter es zulässt, beenden The Tyrant und ich unseren Tag mit einem Getränk neben unserem Teich / Wasserfall, während unsere Enten in ihrem Teich planschen und baden.

Ein Wasserfall belüftet auch das Wasser und liefert Sauerstoff und/oder gelösten Sauerstoff für nützliche Lebensformen, einschließlich unserer Teichfische, Langusten, Salamander und vielleicht am wichtigsten: aerobe Bakterien. Wenn Sie jemals einen fauligen, abwasserähnlichen Geruch aus einem Teich, einem Abwasserkanal, einem Sumpf usw. bemerkt haben, der tatsächlich durch verschiedene Arten anaerober Bakterien verursacht wird (Bakterien, die keinen Sauerstoff zum Überleben benötigen) .

Anaerobe Bakterien sind oft pathogen und verursachen bei größeren Lebewesen, die sie aufnehmen, Krankheiten und Krankheiten. In einer sauerstoffreichen Umgebung können anaerobe Bakterien nicht überleben oder sich vermehren. (Randnotiz: Dies ist auch der gleiche Grund, warum Sie Kompost umwandeln – das Drehen von Kompost führt Sauerstoff ein und fördert aerobe Bakterien, während anaerobe Bakterien abgeschreckt werden).

Yay zu Wasserfällen und Teichsprudlern!

Entenküken genießen ein Bad unter Tyrant Falls.

3. Glücklichere, gesündere Enten

Unser strenger Tagesplan für Enten umfasst normalerweise mehr als 3 Stunden Schwimmen, Spielen, Plantschen und Reinigen in ihrem Hinterhofteich. Aufgrund ihres Teiches sind unsere Enten viel sauberer, gesünder und glücklicher als sie es sonst sein würden.

Da wir Enten haben, waren wir viel entschlossener, ein natürliches, selbstreinigendes DIY-Teichfiltersystem zu finden, das sich eher auf Biologie als auf Chemikalien stützte, um sich selbst zu reinigen (z. B. einen Biofilter).


10 Mitglieder der "Generation E'' arbeiten für eine sauberere Erde

Syracuse, NY – The Post-Standard befragte 10 Personen, die in den Bereichen Energie, Technologie und Nachhaltigkeit im Zentrum von New York arbeiten.

Die Geschichten wurden vom Contributing Writer Nicholas McCrea und Staff Writer Glenn Coin berichtet und geschrieben.

Der Absolvent der Syracuse University, Josh Lensbouer, sieht seine Arbeit an IntelliSyns alternativer Butanol-Brennstoffformel als Fortsetzung dessen, was er als Kind im ländlichen Pennsylvania über die Umwelt gelernt hat.

Er erinnert sich, dass sein Vater ihn zu einfachen Dingen erzogen hat, wie zum Beispiel den Müll anderer Leute aufzusammeln und nie zu vergessen, seinen eigenen wegzuwerfen.

„Als ich aufwuchs, wurde mir beigebracht, die Umwelt so wenig wie möglich zu beeinflussen“, sagte Lensbouer.

Heute hofft Lensbouer, dass seine Arbeit bei IntelliSyn einen erheblichen Einfluss auf die Umwelt haben wird, aber auf eine gute Art und Weise.

„Wir könnten möglicherweise damit beginnen, die Probleme, die seit der industriellen Revolution aufgetreten sind, mit all dem Kohlendioxid, das wir in die Luft gebracht haben, umzukehren“, sagte Lensbouer.

Lensbouer bereitet sich darauf vor, im Frühjahr an der Syracuse University mit einem Doktortitel in Chemie zu promovieren.

„Letztendlich möchte ich diese Welt etwas sauberer verlassen, als ich sie betreten habe“, sagte er.

Wenn in diesem Monat der Wind weht, wird in Central New York eine neue Generation von Windmühlen getestet.

TriciaRae Davis, eine Absolventin der Syracuse University, hilft ihrem in Syracuse ansässigen Unternehmen Impact Technologies Group Inc. beim Testen vertikaler Windturbinen. Das Unternehmen befindet sich in der Spencer Street, Syrakus.

„Für mich scheint es eine Technologie zu sein, die es schon so lange gibt, aber ihr Potenzial noch nicht ausgeschöpft wurde“, sagte Davis.

Horizontale Windmühlen – die hohen Strukturen mit großen, sich drehenden Blättern, die auf offenen Feldern oder auf Hügeln sitzen – haben sich im Upstate New York im Laufe der Jahre vermehrt, aber Davis sagte, die Technologie habe sich seit langem nicht geändert.

Die Vertikalachsen-Windmühlen von Impact können im Handumdrehen mit einer Geschwindigkeit von bis zu 1,5 km/h arbeiten. Sie sind auch viel kleiner als ihre Gegenstücke mit Klingen und können mehr Energie produzieren – 10 Kilowatt pro Einheit, sagte Davis.

"Die meisten der derzeitigen Wohn- oder städtischen (horizontalen Windmühlen) werden Sie nicht finden, die mehr als vier (Kilowatt) haben", sagte Davis. „Normalerweise sind sie etwa ein Kilowatt und sie sind riesig. Unseres hat einen Durchmesser von 2,40 m, und das war's."

Davis sagte, die Weiterentwicklung der Technologie zur besseren Nutzung von Wind als Energiequelle sei eine zu gute Gelegenheit, um sie zu übersehen.

„Hoffentlich können wir eines Tages in eine Gesellschaft mit herausragender erneuerbarer und sauberer Energie eintreten“, sagte sie.

Matthew DaRin, Haupteigentümer von Bluepoint Environmental LLC, verbringt seine Tage damit, herauszufinden, wie man das Chaos anderer Leute am besten aufräumt.

„Wir betrachten eine bestimmte Art von Biofiltrationssystem, das Pilze als den Organismus nutzt, der Schadstoffe aus dem landwirtschaftlichen Abfluss im Einzugsgebiet der Finger Lakes abbaut, und es könnte wirklich überall eingesetzt werden“, sagte DaRin, ein gebürtiger Liverpooler und Alumnus von das State University College of Environmental Science and Forestry.

Der Prozess hilft, Chemikalien und andere schädliche Materialien aus dem Boden zu entfernen. Ein Teil der Wasserversorgung von Syrakus stammt aus dem Skaneateles-See, was einer der Gründe ist, warum Bluepoint seinen Fokus auf die Finger Lakes gelegt hat, sagte DaRin.

Im Idealfall müssen wir eines Tages nicht mehr so ​​viel Schmutz aufräumen, sagte er.

„Das Gesamtbild besteht darin, einen Wandel im Denken und in der Praxis herbeizuführen. Als Gesellschaft neigen wir dazu, uns auf die Behandlung von Umweltproblemen zu konzentrieren“, sagte Darin, dessen Unternehmen sich in der North Salina Street in Syracuse befindet. „Wie können wir das Problem stoppen, bevor es zu einem Problem wird?“

Im Zentrum von Central New Yorks Streben nach Nachhaltigkeit und grüner Technologie steht das Syracuse Center of Excellence, und Kommunikationsmanager Martin Walls ist eine seiner Hauptstimmen.

Walls sagte, er sehe die Rolle des Zentrums als Aufklärer für die Öffentlichkeit zu grünen Themen und sauberen Technologien sowie als Inkubator für Nachhaltigkeit und Wirtschaft in Syrakus. Sein eigenes Interesse an Nachhaltigkeit habe ihn schließlich dazu gebracht, dem Zentrum beizutreten, sagte er.

„Ich sah darin die ausdrückliche Mission des Kompetenzzentrums“, sagte Walls.

Heute ist das Zentrum mit seinem Hauptsitz in einem markanten neuen Gebäude in 727 E. Washington St., Syracuse, ein Zusammenschluss von mehr als 200 Unternehmen und Organisationen, die sich auf Nachhaltigkeit, saubere Raumluft, sauberes Wasser und andere grüne Themen konzentrieren. Das Gebäude des Zentrums an sich ist ein Beweis für seine Mission, sagte Walls.

„Mit unserem Neubau, der kurz vor der Einweihung steht, hoffe ich, dass die Leute, wenn sie an das Syracuse Center of Excellence denken oder das Gebäude tatsächlich betreten, besser verstehen, was jetzt, gerade jetzt, in Gebäude wirklich nachhaltig zu machen“, sagte er.

Anthony Terrinonis Unternehmen, Antek Inc., ist ein kleiner Betrieb mit vier Mitarbeitern, der seine Laborräume vermietet.

Aber es erhofft sich große Veränderungen.

Antek arbeitet mit Eric Schiff, einem Physikprofessor an der Syracuse University, an der Entwicklung einer kostengünstigen energieeffizienten Methode zur Herstellung von Solarzellen.

Zur Herstellung von Solarzellen verwenden die Hersteller große Öfen, deren Betrieb teuer ist, um Silizium und Phosphor zu erhitzen. Kohle oder Erdgas sind die Brennstoffe, die zum Betrieb dieser Öfen verwendet werden, sagte Terrinoni.

Der Wegfall dieses Schrittes könnte die Kosten für Solarzellen deutlich senken.

„Unsere Technologie ist ein Prozess, der nahezu Raumtemperatur hat, sodass wir während unseres Produktionsprozesses nicht so viel Energie verbrauchen“, sagte er.

Terrinoni, ein gebürtiger Syraker, gründete Antek im Alter von 29 Jahren, nachdem er die Graduiertenschule an der Boston University abgeschlossen hatte. Er verließ Boston, um fünf Monate später nach Syrakus zurückzukehren, auch weil es in Syrakus viel günstiger zu mieten war.

"Wir sind sehr klein, aber wir sind wie eine Spezialeinheit", sagte Terrinoni. „Man muss kein Riesenunternehmen sein, um gute Arbeit zu leisten.“

Als junge Unternehmerin hofft Emily Weldon, vielen anderen wie ihr einen Schub zu geben.

Als Absolvent der Martin J. Whitman School of Management der Syracuse University im Jahr 2007 ist Weldon Programmmanager für das Clean Tech Center, ein Zwei-Personen-Unternehmen unter The Tech Garden, das aufstrebenden Unternehmen im Bereich erneuerbare und saubere Energie hilft, Fuß zu fassen.

„Entrepreneurship war schon in jungen Jahren eine Leidenschaft von mir“, sagte Weldon, der einen Abschluss in Finanzen und Unternehmertum hat. „Die Entscheidung, in Syrakus zu bleiben, war davon abhängig, einen Job zu finden, der innovativ und kreativ ist und in dieser Region wirklich etwas bewegt.“

Sie hofft, dass das Clean Tech Center andere junge Unternehmer davon überzeugen kann, in Central New York zu bleiben, um ihre Ideen zu sauberer Technologie, Wirtschaft und Nachhaltigkeit zu verfolgen.

„Ich denke, es ist sehr einfach, einfach vorbeizuschauen und zu sagen: ‚Oh, ich möchte nicht mitmachen, ich möchte mich nicht in dieser Region engagieren. Ich bin jung, also muss ich woanders hin.‘ Ich glaube nicht, dass das stimmt“, sagte Weldon. „Ich denke, es ist das, was man daraus macht und was man dazu beitragen kann.“

Obwohl sie ihr Studium am State University College of Environmental Science and Forestry abgeschlossen hat, hinterlässt Jessica Bohn weiterhin ihre Spuren auf dem Campus.
Sie leitet ein Programm, das Altspeiseöl aus den Speisesälen der Syracuse University recycelt und in Biodiesel umwandelt, der Fahrzeuge antreiben kann. ESF-Dieselfahrzeuge werden mit etwa 20 Prozent Biodiesel betrieben, sagte sie.
Das Programm sei so erfolgreich gewesen, dass ESF zu viel Biodiesel habe und die Produktion eingestellt habe, sagte Bohn. Sie arbeitet an einem Plan, den Treibstoff in den Außenposten der ESF in den Adirondacks zu verwenden. Diese Standorte verwenden Heizöl, sagte sie.
Bohn praktiziert, was sie predigt: Sie fährt einen Mercedes-Benz Dieselwagen, der so alt ist wie sie ist, und fährt ihn mit Pflanzenöl.
»Der Kilometerzähler blieb bei 300.000 Meilen stehen«, sagte sie.
Bohn, ursprünglich aus der Gegend von Utica, sagte, sie blicke in die Zukunft.
"Ich denke, es ist wichtig, unsere Abhängigkeit von fossilen Brennstoffen zu verringern", sagte sie.


Wasserfiltration

Malcolm J. Brandt BSc, FICE, FCIWEM, MIWater, . Don D. Ratnayaka BSc, DIC, MSc, FIChemE, FCIWEM , in Twort's Water Supply (Siebte Ausgabe), 2017

Filtermedien

Sandfilter verwenden entweder klassierten Sand (fein bis grob oder heterogen) oder groben monograden Sand (gleichmäßige Größe oder homogen). Keine einzige Medienspezifikation (Größe und Tiefe) kann universell für alle Wässer angewendet werden. Die Wahl hängt von der Wasserqualität und den vorgelagerten Prozessen, den Qualitätszielen des gefilterten Wassers, der Reinigungsmethode, der Filterrate und der Länge der Filterläufe ab. Bei abgestuften Sandfiltern beträgt die Betttiefe typischerweise 0,7 m Feinsand 0,6–1,18 mm (effektive Größe 0,63–0,85 mm), 0,1 m Grobsand 1,18–2,8 mm, 0,1 m Feinkies 2,36–4,75 mm und 0,15 m 6,7–13,2 mm grober Kies. Die effektive Größe, d10, ist definiert als die Größe der Öffnung, durch die 10 Gew.-% Sand passieren. Für Anwendungen, die einen feineren Sand erfordern, werden die beiden oberen Schichten auf 0,7 m Sand 0,5–1,0 mm (d10=0,54–0,71 mm) und 0,1 m 1,0–2,0 mm Grobsand, wobei die Kiesschichten gleich bleiben. Je nach Schlitzgröße der darunterliegenden Filterdüsen kann die unterste Kiesschicht weggelassen und durch mehr der nächsten Schicht ersetzt werden.Der homogene Sandfilter hat ein 0,9–1 m tiefes Bett aus typischerweise 0,85–1,7 mm Sand (d10=0,9 mm) auf eine 50 mm Schicht aus 4–8 mm oder 75 mm 6,7–13,2 mm Kies gelegt. Es wurde auch homogener Sand mit einer effektiven Größe von bis zu 1,3 mm verwendet. Die angegebenen Größenbereiche für Sand und Kies liegen in der Regel zwischen 5 und 95 Perzentilen. Für die Schätzung der Sandtiefe verwenden einige die Regel, dass die Tiefe des Sandes das 1000-fache seiner effektiven Größe betragen sollte (Kawamura, 2000). Vor allem bei großen Anlagen können Pilotstudien durchgeführt werden, um die Sandtiefe zu bestätigen.

Einige Konstrukteure von Filteranlagen verwenden den Begriff „hydraulische Größe“ anstelle der effektiven Größe ( Stevenson, 1994 ). Dies ist definiert als die Größe der Partikel, wenn alle die gleiche Größe hätten, um der Oberfläche einer Probe zu entsprechen, die einen Bereich von Größen abdeckt. Bei Medien im Größenbereich 1:2 beträgt die hydraulische Größe ca. das 1,36-fache der unteren Größe im Bereich z.B. für 0,85–1,7 mm Sand beträgt die hydraulische Größe 1,16 mm.

Andere Filtermedien wie Anthrazit (Abschnitt 9.7), körnige Aktivkohle (GAC Abschnitt 9.9), Granat, Bimsstein (Farizoglu, 2003), Blähtonpartikel und Glas werden ebenfalls in Filtrationsanwendungen verwendet. Granat ist ein dichtes (z. B. 3,8–4,2) Medium, das als unterste Schicht von Multimediafiltern mit Anthrazit und Sand verwendet wird. Es nimmt etwa 15 % der Betttiefe ein und die effektive Größe könnte so niedrig wie 0,35 mm sein, da es dicht ist, es erfordert etwa die dreifache Waschgeschwindigkeit als Anthrazit, um die gleiche Bettausdehnung zu ergeben. Bims und Blähton sind poröse Medien und könnten in der biologischen Filtration verwendet werden ( Abschnitt 10.28 ). Glas ist ein geeignetes Filtermedium mit einem ähnlichen spezifischen Gewicht wie Sand.

Der Sand sollte Quarzsand mit einem spezifischen Gewicht im Bereich von 2,6–2,7 sein. Die Schüttdichte beträgt etwa 1,56 g/cm³. Der Uniformitätskoeffizient (UC) wird ausgedrückt als:

wo d60 ist die Größe der Öffnung, durch die 60 % des Sandes gelangen. UC-Werte sollten kleiner als 1,6 sein und liegen in der Regel zwischen 1,3 und 1,5. Niedrigere UC-Werte würden das Medium teuer machen, da ein hoher Anteil an feinem und grobem Medium verworfen wird und höhere Werte den Leerraum reduzieren würden. Typischerweise hat Sand einen Hohlraumgehalt von 37–40 %, definiert als: 100 × (Partikeldichte – Schüttdichte)/Partikeldichte. Der Gewichtsverlust beim Glühen bei 450°C sollte <2% betragen und der Gewichtsverlust beim Säurewaschen (20% v/v Salzsäure für 24 Stunden bei 20°C) sollte <2% betragen. Der Sand sollte auf Brüchigkeit getestet werden (BW, 1996), um sicherzustellen, dass beim Waschen kein Feinanteil entsteht.


Schnelle Sandfilter

Die Schneller Sandfilter (RSF) Wasseraufbereitungsanlagen unterscheiden sich von Slow Sand Filter Wasseraufbereitungsanlagen in vielerlei Hinsicht, von denen die wichtigsten die viel höhere Filterrate der Wasseraufbereitung und die Möglichkeit der automatischen Reinigung durch Rückspülung sind. Auch der Mechanismus der Partikelentfernung unterscheidet sich. Schnellsand Wasseraufbereitungsfilter verwendet keine biologische Filterung und hängt hauptsächlich von mechanischer Belastung, Sedimentation, Impaktion, Abfangen, Adhäsion und physikalischer Adsorption ab. In Schneller Sandwasserfilter der komplette Filtrationszyklus (Filtration und Rückspülung) erfolgt nacheinander.

Wasseraufbereitungsfilter, die zum Rückspülen regelmäßig vom Netz genommen werden müssen, werden betrieblich als halbkontinuierlich klassifiziert. Wasseraufbereitung Filter, bei denen Filtration und Rückspülung gleichzeitig erfolgen, werden als kontinuierlich klassifiziert.

Arten von Schnellsandfiltern

Es gibt verschiedene Arten von Schnellsandfilter abhängig von der Betttiefe (z. B. flaches, konventionelles und tiefes Bett) und der Art des verwendeten Filtermediums (Mono-, Dual- und Multimedia).

Eine weitere Einteilung kann nach der treibenden Kraft als Schwerkraftwasserfilter oder Druckwasserfilter vorgenommen werden. Typischerweise wird Sand als Filtermaterial in Single-Medium-Filtern verwendet. Dual-Medium-Filter bestehen normalerweise aus einer Anthrazitschicht über einer Sandschicht. Multimediafilter bestehen typischerweise aus einer Anthrazitschicht über einer Sandschicht über einer Granatschicht.

Die wichtigsten Filtrationsmethoden, die heute in Bezug auf die Durchflussrate durch Schwerkraftfilter verwendet werden, können klassifiziert werden als
Konstantstromfiltration mit fester Förderhöhe

Bei der Konstantstromfiltration mit fester Förderhöhe wird der Durchfluss durch den Filter konstant gehalten. Sie sind entweder zuflusskontrolliert oder abflusskontrolliert. Zur Zuflusskontrolle werden Pumpen oder Wehre verwendet, während zur Ablaufkontrolle ein manuell oder mechanisch betätigbares Ablaufsteuerventil verwendet wird.

Konstantstromfiltration mit variabler Förderhöhe

Bei einer variablen Filterhöhe mit konstanter Rate wird der Durchfluss durch den Filter auf einer konstanten Rate gehalten. Zur Zulaufkontrolle werden Pumpen oder Wehre eingesetzt. Wenn die Kopf- oder Abwassertrübung einen voreingestellten Wert erreicht, wird der Filter rückgespült.

Degressive Filtration mit fester oder variabler Förderhöhe

Bei der Filtration mit abnehmender Rate kann die Durchflussrate durch den Filter abnehmen, wenn sich der Druckverlust mit der Zeit aufbaut. Filtersysteme mit abnehmender Rate sind entweder zuflussgesteuert oder abflussgesteuert.

Bei dem abwassergesteuerten Filtertyp sind die Filterabflussleitungen mit einem gemeinsamen Kopf verbunden. Für jeden Filter ist eine feste Öffnung in die Abwasserleitung eingebaut, so dass kein Filter nach dem Waschen einen übermäßigen Anteil an der Strömung aufnimmt. Der Kopfdruck des gefilterten Wassers kann durch ein Drosselventil reguliert werden, das in den Behälter für gefiltertes Wasser entlädt. Kostspielige Durchsatzregler werden durch feste Öffnungen ersetzt und würden daher die Einheiten insbesondere in großen Wasserwerken mit Filterbatterien wirtschaftlich machen. Bei gleicher Dauer von Filterläufen ist die Gesamtleistung pro Tag eines Filters mit abnehmender Rate höher als bei herkömmlichen Filtern. In einer Gruppe von Filtern, die mit einer durchschnittlichen Rate von 10 m3/m2/h betrieben werden, wird die feste Öffnung so ausgelegt, dass ein kürzlich gereinigter Filter mit 15 m3/m2/h in Betrieb geht, während der nächste Filter in der Reinigungslinie langsamer geworden ist bis auf etwa 5 m3/m2/h herunter. Normalerweise sind die Tiefen der Filterboxen für Filter mit abnehmender Rate größer als die für die herkömmlichen. Diese würden längere Filterläufe und damit einen geringeren Waschwasserbedarf ermöglichen.

Die Filterbetten werden durch planmäßige Reinigung so betrieben, dass sich jedes der Betten in unterschiedlichen Phasen des Filterzyklus befindet und den erforderlichen durchschnittlichen Durchfluss erzeugt. Wenn die Durchflussrate auf die minimale Auslegungsrate reduziert wird, wird der Filter außer Betrieb genommen und rückgespült. Bei einem zulaufgesteuerten Filter wird die Durchflussmenge proportional zur Filtrationsgeschwindigkeit mit einer Schwimmersteuerung zum Einlassventil gesteuert. Die Einlasskontrolle reduziert den Arbeitsaufwand am Filter, um ihn nur zu reinigen.

Komponenten des Rapid Sandfilters

Die Hauptbestandteile eines Schwerkraft-Schnellsandfilters sind:

Die obige Abbildung zeigt eine typische Sandfilter-Wasseraufbereitung mit Komponenten. Der Filter ist in einem Filterkasten enthalten, der normalerweise aus Beton besteht. Im Inneren des Filterkastens befinden sich Schichten von Filtermedien und Kies.

Unter dem Kies bildet ein Rohrnetz das Unterlaufsystem, das das gefilterte Wasser sammelt und das Rückspülwasser gleichmäßig verteilt. Waschwassertröge helfen das einfließende Wasser zu verteilen und werden auch zum Sammeln des schmutzigen Waschwassers beim Rückspülen verwendet.

Zusätzlich zu den oben genannten Komponenten enthalten die meisten Schnellsandfilter einen Durchflussregler oder ein Filtersteuerungssystem, das die Durchflussmengen des Wassers durch den Filter reguliert. Beim Reinigen des Filters werden andere Teile wie Ventile, ein Druckverlustmesser, Oberflächenwäscher und eine Rückspülpumpe verwendet.

Der Betrieb eines Rapid-Sandfilters während der Wasserfiltration ähnelt dem Betrieb eines Slow-Sandfilters. Das einfließende Wasser fließt durch den Sand und den Stützkies nach unten und wird durch das Unterdränagesystem gesammelt, wie in der obigen Abbildung gezeigt. Allerdings ist das Zulaufwasser in einem Sandschnellfilter durch Koagulation, Flockung und Klärung bereits relativ klar, so dass RSFs viel schneller arbeiten als SSFs. Die Filtrationsrate variiert von 80 bis 120 Lpm/m2 (4800 bis 7200 Lph/m2) Filterbettfläche oder 4,8 bis 7,2 m/h. Die durchschnittliche Filtrationsrate für Konstruktionszwecke kann als 100 Lpm/m20f Filterfläche oder (6m/h) angenommen werden.

Wasserfiltertank

Der Filterbehälter ist im Allgemeinen aus Beton gebaut und meist rechteckig. Filter in großen Anlagen werden in der Regel nebeneinander in Reihe gebaut, so dass die Rohrleitungen aus den Klärbecken den Wasseraufbereitungsfilter aus einem zentralen Rohrstollen oder aus einem Einlaufkanal speisen. Die Filtergrößen variieren je nach zu behandelnder Menge. Die Anzahl der Filter wird ausgewählt, um den Effekt der Außerbetriebnahme des Filters zum Waschen der verbleibenden Filter zu minimieren. Je größer die Zahl ist, desto besser ist sie daher für den richtigen Betrieb. Idealerweise sollten drei Filter gleichzeitig außer Betrieb genommen werden können (einer zum Entleeren, einer zum Waschen und einer für die Wartung). Ein Minimum von vier Filtern ist wünschenswert, obwohl für kleine Anlagen zwei bis drei Filter verwendet werden können.

Die Filterbettgrößen für die Wasseraufbereitung variieren von 25 bis 100 m2 mit Längen im Bereich von 4 bis 12 m und Breiten im Bereich von 2,5 bis 8 m und einem Längen-Breiten-Verhältnis von 1,25 bis 1,33. Der Waschwassersammelkanal befindet sich an einer Seite entlang der Länge des Filters. Doppelt so große Filterbetten können als zwei identische Betten aufgebaut werden, die durch die Waschwasser-Sammelkammer getrennt sind, wodurch die Transportlänge des Speisewassers auf 5 m begrenzt wird. Es wird eine Mindestbautiefe von 2,6 m einschließlich einer Freibordwand von 0,5 m angenommen. Abb. zeigt den Schnitt des RSF-Kastens, der das untere Entwässerungssystem, Kies, Sandmedien und Waschwasserrinnen zeigt.

Filtermedien

Das Filtermedium ist der wichtige Bestandteil des Wasseraufbereitungsfilters, der tatsächlich die Partikel aus dem zu behandelnden Wasser entfernt. Filtermedien für die Wasseraufbereitung sind am häufigsten Sand, obwohl andere Arten von Medien verwendet werden können, normalerweise in Kombination mit Sand. Der Sand, der in schnellen Sandfiltern verwendet wird, ist gröber als der Sand, der in langsamen Sandfiltern verwendet wird. Dieser größere Sand hat größere Poren, die sich nicht so schnell mit aus dem Wasser entfernten Partikeln füllen. Grober Sand kostet auch weniger und ist leichter verfügbar als der feinere Sand, der bei der langsamen Sandfiltration verwendet wird. Der in Schnellsandfiltern verwendete Filtersand wird speziell für diesen Zweck aus Vorratssand aufbereitet. Die meisten Schnellsandfilter enthalten 60 bis 75 cm dicken Sand, aber einige neuere Filter sind tiefer. Der als Filtermedium in RSF verwendete Sand hat im Allgemeinen eine effektive Größe von 0,4 bis 0,7 mm und einen Gleichmäßigkeitskoeffizienten von 1,3 bis 1,7. Die stehende Wassertiefe über dem Filter variiert zwischen 1,0 und 2,0 m.

Abgestufter Kies

Der Wasserfilterkies am Boden des Wasserfilterbetts ist nicht Teil des Filtermediums und bietet lediglich eine Stütze für das Medium oberhalb der Unterabläufe und ermöglicht eine gleichmäßige Verteilung des Wasserflusses über das Filterbett während des Filterns und Rückspülens. Der Kies verhindert auch, dass der Filtersand während des Betriebs verloren geht. Der Filterkies wird in der Regel in einer Größe von 2,5 bis 50 mm (größtes Korn unten) in vier bis fünf Lagen bis zu einer Gesamtdicke von 45 bis 50 cm, je nach Art des verwendeten Unterflursystems, abgestuft. Bei Unterflur-Entwässerungssystemen mit Schüttboden oder Doppelboden ist keine Kiesunterlage erforderlich. Der Filterkies wird durch Siebe in vier oder mehr Körnungen eingeteilt, wobei die Siebe mit dem gröbsten oben und dem feinsten unten angeordnet werden.

Unterablaufsystem für Schnellsandfilter

Das Unterdrainagesystem der Wasserfilter soll das gefilterte Wasser sammeln und das Waschwasser beim Rückspülen so verteilen, dass alle Teile des Bettes annähernd gleich viel Arbeit leisten und beim Waschen annähernd gleich viel gereinigt werden. Da die Waschwasserdurchflussrate um ein Vielfaches höher ist als die Filtrationsrate, ist erstere der maßgebende Faktor bei der hydraulischen Auslegung von Filtern und Unterdränagesystemen, die durch . gereinigt werden Rückspülung.

Das Unterablaufsystem kann eines der folgenden Typen sein, das an den Hauptablauf angeschlossen wird:

Die gebräuchlichste Art von Unterablauf ist ein zentraler Verteiler mit seitlichen Anschlüssen, die entweder unten perforiert sind oder oben schirmartige Siebe haben. Andere Typen, wie ein Rollboden, ein falscher Boden mit in regelmäßigen Abständen angeordneten Sieben oder ein poröser Plattenboden, der auf Betonpfeilern getragen wird, sind alle zufriedenstellend, wenn sie richtig konstruiert und konstruiert sind.

Waschwassertröge

Oberhalb der Filtermedien angebrachte Waschwasserwannen sammeln das Rückspülwasser und führen es in das Abwassersystem. Die richtige Platzierung dieser Tröge ist sehr wichtig, um sicherzustellen, dass das Filtermedium während des Rückspülvorgangs nicht in die Tröge getragen und aus dem Filter entfernt wird. Der obere Rand des Waschwasserwanne sollte ausreichend näher an der Sandoberfläche platziert werden, damit nach dem Waschen keine große Menge Schmutzwasser über dem Filtersand zurückbleibt. Gleichzeitig sollte die Oberseite der Waschwasserwanne ausreichend hoch über der Sandoberfläche platziert werden, damit der Sand nicht in die Rinne gespült wird.

Die Breite des Filterbettes muss gleichmäßig durch die Mulden geteilt werden, damit jede Mulde eine gleiche Filterfläche abdeckt. Der maximale lichte Abstand zwischen den Trögen darf 180 cm betragen. Der horizontale Weg des Waschwassers zum Trog sollte nicht mehr als 90 cm betragen. Alle Waschwasserwannen müssen auf gleicher Höhe angebracht werden, damit sie die rückgespült Wasser gleichmäßig aus dem Filter, so dass eine gleichmäßige Druckhöhe über den gesamten Filter erhalten bleibt. Die Tröge können über ihre gesamte Länge mit dem gleichen Querschnitt hergestellt werden, oder sie können mit unterschiedlichem Querschnitt konstruiert sein, der in Richtung zum Auslassende hin an Größe zunimmt. Der Boden der Tröge sollte 50 mm oder mehr über der Oberseite des Blähsandes liegen. Diese Waschwassertröge sind aus Beton, Kunststoff, Glasfaser oder anderen korrosionsbeständigen Materialien gefertigt. Die Tröge sind als freifallende Wehre ausgeführt.

Rückspülen

Die richtige Rückspülung zum Reinigen des Wasseraufbereitungsfilters ist ein sehr wichtiger Schritt beim Betrieb eines Wasserfilters. Wenn der Filter nicht regelmäßig rückgespült wird, treten eventuell zusätzliche Betriebsprobleme auf. Wenn ein Filter während eines Filterlaufs effizient arbeiten soll, muss er regelmäßig alle 24 bis 48 Stunden gereinigt werden. Für die Rückspülung wird aufbereitetes Wasser aus der Lagerung verwendet. Dieses aufbereitete Wasser wird in der Regel aus Hochbehältern entnommen oder direkt aus dem Klarwasserablauf gepumpt, indem es in umgekehrter Richtung von Unterabläufen zu den Medien geleitet wird. Die folgende Abbildung zeigt das Strömungsmuster während der Rückspülung.

Strömungsmuster beim Rückspülen

Während der Filtration werden die Körner des Wasserfiltermediums mit den Flocken überzogen, die die Hohlräume zwischen den Filterkörnern verstopfen, wodurch die Reinigung des Filters erschwert wird. Die Rückspülung sollte daher bei einem solchen Druck angeordnet werden, dass sich das Sandbett auf etwa 130 bis 150 % seines ungestörten Volumens ausdehnen sollte, um die abgelagerten Flocken während der Rückspülung von den Filtermedien zu lösen. Beim Waschen treffen die Sandkörner aufeinander und lösen so anhaftende Flocken und das aufsteigende Waschwasser trägt das Material und leitet es in die Rinnen ab. Die Rückspüldurchflussrate muss groß genug sein, um das Filtermedium auszudehnen und zu bewegen und die Flocken zur Entfernung im Wasser zu suspendieren. Andererseits führt eine zu hohe Strömungsgeschwindigkeit zu einer stärkeren Expansion als nötig, so dass die Sandkörner weiter abgeschieden werden und die Waschwirkung verringert wird und die Medien vom Filter in die Tröge und aus dem Filter gespült werden. Eine normale Rückspülrate beträgt 600 Lpm/m2 Filteroberfläche ohne jegliche andere Bewegung. Der Druck des aufzubringenden Waschwassers beträgt ca. 5 m Wassersäule, gemessen unter Abflüssen. Das Rückspülen dauert normalerweise ca. 10 Minuten, wobei die Zeit je nach Länge des Filterlaufs und der zu entfernenden Materialmenge variiert. Wasserfilter sollte rückgespült werden, bis das Rückspülwasser sauber ist. Für eine Rückspülung mit hoher Rate sollte der Druck im Unterabflusssystem 6 bis 8 m betragen, wobei der Waschwasserbedarf 650 bis 850 Lpm/m2 Filter (40 – 50 m/h) für eine Dauer von 6 bis 10 Minuten beträgt .

Luftwäschesystem

In den meisten Fällen reicht die Rückspülrate des Filters nicht aus, um die Masse oben auf dem Filter aufzulösen. Während der Filterrückspülung dehnt sich das Medium nach oben und nur um die Wascharme herum aus. Wenn Luft durch die Unterabflüsse gedrückt wird, bis der Sand gründlich gerührt ist, könnte über einen Zeitraum von etwa fünf Minuten die Expansion des Sandmediums und die vollständige Entfernung der Flocken erreicht werden. Im Luftwaschsystem wird Druckluft verwendet, um eine effektive Waschwirkung mit einem geringeren Waschwasservolumen zu gewährleisten. Die Luft kann durch die unteren Abflüsse gepresst werden, bevor das Waschwasser eingeleitet wird, oder durch ein separates Rohrleitungssystem, das zwischen der Kies- und der Sandschicht angeordnet ist.

Obwohl ersteres zu einer besseren Waschung führt, wird der Kies wahrscheinlich gestört. Die Reinigung des Wasseraufbereitungsfilters mit Luftbewegung gefolgt von einer Rückspülung ist eine sehr effiziente Methode, erfordert jedoch die Installation eines großen Luftgebläses, um die Luft zu erzeugen. Bei der normalen Rückspülung mit konjunktiver Luft- und Wasserwäsche wird Luft mit 700 bis 850 Lpm/m2 Filterfläche (45 – 50 m/h) und Wasser mit 200 bis 250 Lpm/m2 Filterfläche (12 .) zugeführt -15 m/h).

Oberflächenreinigung

Die obere Schicht des Wasserfilterbetts wird am stärksten verschmutzt und bei ungenügendem Waschen bilden sich Schlammkugeln, Risse und verstopfte Apots im Wasserfilter. Diese Probleme werden durch eine angemessene Oberflächenwäsche überwunden, die durch Rühren des expandierten erreicht werden kann Wasseraufbereitungsfilter mechanisch mit Wasserstrahl in den suspendierten Sand einbetten. Oberflächenwäscher sprühen Wasser über den Sand an der Oberseite des Filters und zerkleinern Schlammbälle. Die folgende Abbildung zeigt die Oberflächenwaschanordnungen.


Wie man einen einfachen selbstgemachten Hillbilly-Wasserfilter herstellt

Wasser, das aus einer unbekannten Quelle stammt, wird allgemein als unsicher zum Trinken angesehen. Sie wissen einfach nicht, was in dieses Wasser gesteckt wurde, ob Sie es sehen können oder nicht. Wir sprechen von tödlichen Bakterien, Fäkalien und einer Vielzahl anderer unangenehmer Verunreinigungen, die Ihrem Körper eine Menge zufügen würden, wenn Sie sie einnehmen. Aus diesem Grund müssen Sie das Wasser unbedingt reinigen, bevor Sie es konsumieren. Sie müssen Wasser haben, um zu überleben.

Eine der gängigsten Methoden zur Reinigung von Wasser ist das Abkochen. Leider ist das in einer Überlebenssituation nicht immer eine Option. Sie haben vielleicht einige dieser praktischen Reinigungstabletten, aber was tun Sie, wenn Sie dies nicht tun?

Wasser mit Müll sicherer machen

Als letzten Ausweg können Sie das Hillbilly-Filtersystem verwenden, um lebenserhaltendes Wasser in Ihr System zu bringen. Sie können sich das Video ansehen und sehen, wovon ich spreche. Grundsätzlich benötigen Sie eine weggeworfene Wasserflasche oder eine Plastik-Pop-Flasche. Laub, wie essbarer Löwenzahn und Vogelmiere, dient zusammen mit etwas Holzkohle als Filtersystem. Überreste eines alten Lagerfeuers sind perfekt für diesen Teil Ihres Filtersystems.Wenn Sie im Winter oder an einem Ort ohne Laub eine provisorische Wasseraufbereitungsanlage benötigen, können Sie Steine ​​​​und Sand verwenden.

Obwohl dieser hausgemachte Wasserfilter relativ effektiv ist, erwarten Sie bei den ersten Durchläufen durch das System kein kristallklares Wasser. Es ist jedoch sicher zu trinken. Wenn Sie Zeit haben, lassen Sie Ihr Wasser mehrmals durch den Filter laufen, um ein klareres Produkt zu erhalten. Wie ich bereits sagte, ist dies vielleicht nicht das beste System, aber es ist effektiv und wird Ihnen das geben, was Sie zum Überleben brauchen, bis ein besseres Reinigungssystem eingerichtet ist.

Craig Caudill ist ein Outdoor-Enthusiast, der sein Wissen regelmäßig auf www.dansdepot.com teilt. Er ist auch der Hauptlehrer an seiner Nature Reliance School.


Chancen und Herausforderungen für die direkte Wiederverwendung von Trinkwasser in ariden Binnengemeinden

Mit zunehmender Bevölkerung und Entwicklung sehen sich Gemeinden weltweit mit Wasserknappheit für die Trinkwasserversorgung konfrontiert. Ein Bericht hat im Westen der Vereinigten Staaten bis 2025 Brennpunkte mit wahrscheinlichen Konflikten um Wasser identifiziert, daher müssen ungenutzte Wasserquellen identifiziert werden, um diese Probleme zu reduzieren. Die direkte Wiederverwendung von Trinkwasser (DPR) ist ein angebotsseitiger Ansatz, der die Nachhaltigkeit und Zuverlässigkeit der Wasserversorgung durch die Rückgewinnung von Trinkwasser aus Abwasser verbessern kann. Die meisten Forschungen zur Wiederverwendung von Trinkwasser haben sich auf große Küstengemeinden konzentriert, die andere Möglichkeiten und Einschränkungen in Bezug auf Wasserrechte, Aufbereitungstechnologien, behördliche Überlegungen und Kosten haben als Gemeinden im Landesinneren in ariden Umgebungen. Es wird der Schluss gezogen, dass die Herausforderungen im Zusammenhang mit den Küsten- und Binnenkontexten sehr unterschiedlich sind und die für Küstengemeinden generierten Informationen zur DPR-Eignung möglicherweise nicht auf Binnengemeinden anwendbar sind. Dieses Papier identifiziert die einzigartigen Herausforderungen, die mit den technischen, regulatorischen und wirtschaftlichen Aspekten der DPR in Binnengemeinden verbunden sind. Zur DPR im Landesinneren ist mehr Forschung erforderlich, und dieses Papier zeigt auf, was am nützlichsten wäre, um die Gemeinden im Landesinneren bei der Bewertung der Durchführbarkeit von DPR zu unterstützen.

Eine zentrale Frage in Planung und Ingenieurwesen ist heute: Wie können sich Gemeinschaften weiter entwickeln und gedeihen, während sie den Ressourcenbedarf decken und eine hohe Lebensqualität für zukünftige Generationen bieten? Von entscheidender Bedeutung für diese Bedürfnisse ist der Zugang zu angemessener Wasserversorgung für kommunale, industrielle und landwirtschaftliche Zwecke. Mit zunehmendem Bevölkerungs- und Entwicklungsdruck sind viele Regionen auf der ganzen Welt mit Süßwasserknappheit konfrontiert (Arnold et al. 2012), die die Lebensqualität und Süßwasserökosysteme bedroht (Grant et al. 2012). Dürren im Südwesten der Vereinigten Staaten scheinen an Häufigkeit und Schwere zuzunehmen (Tinker 2014), der Klimawandel wird voraussichtlich die Wasserversorgung weiter reduzieren (Gutzler 2012) und ein Bericht des US-Innenministeriums (DoI) identifiziert Hotspots für potenzielle Wasserkrisen, die bis 2025 zu Wasserkonflikten im Westen der USA führen können (US-Innenministerium 2005). Neue Wasserquellen müssen identifiziert werden, um den aktuellen und zukünftigen Bedarf zu decken.

Gemeinden haben oft mehrere nachfrage- und angebotsseitige Optionen, um den zukünftigen Wasserbedarf zu decken (Grant et al. 2012 Hering et al. 2013 Hurlimann et al. 2009). ihre verschiedenen Optionen angesichts zukünftiger klimatischer und demografischer Unsicherheiten (Ray et al. 2012). Die Reduzierung des Wasserbedarfs durch Schutzmaßnahmen ist in der Regel der erste und kostengünstigste Schritt in wasserarmen Gemeinden. In Albuquerque, New Mexico, hat die Gemeinde beispielsweise den Wasserbedarf pro Kopf von 946 auf 492 l / Kopf / Tag (250-130 Gallonen pro Kopf und Tag) in weniger als 15 Jahren ausschließlich durch anreizbasierte freiwillige Programme reduziert. Es ist jedoch wichtig zu erkennen, dass Wasserschutzprogramme Auswirkungen auf die Umwelt und die Wasserrechte haben können. Dazu gehören Themen wie verringerte Abflüsse in Vorfluter, die sich auf die Gewässer- oder Uferumwelt auswirken können, und Auswirkungen auf die Wasserrechte aufgrund geringerer Rückflussgutschriften aufgrund geringerer Abwassereinleitungen.

Angebotsseitige Optionen bestehen darin, das Angebot durch die Erschließung neuer Wasserquellen zu erhöhen, wie beispielsweise die Umleitung über das Einzugsgebiet oder die Meerwasserentsalzung. Einige Optionen sind durch Nachhaltigkeits- und/oder Zuverlässigkeitsüberlegungen eingeschränkt. Während beispielsweise die Entsalzung von brackigem und salzhaltigem Grundwasser in einigen Gebieten verwendet werden kann, um die Trinkwasserversorgung zu erweitern, wird die Wasserquelle normalerweise nicht aufgefüllt und stellt daher möglicherweise keine nachhaltige Versorgung dar (Thomson 2012). Auch die Entsalzung von brackigem Grund- und Meerwasser ist mit einem hohen Energiebedarf und der Herausforderung der Soleentsorgung verbunden (Thomson 2012 Schroeder et al. 2012). Aufgefangenes Regenwasser kann helfen, die Wasserversorgung zu erhöhen, aber in trockenen Klimazonen ist Regen nicht nur unzuverlässig, sondern wird auch in den kommenden Jahren voraussichtlich abnehmen (Gutzler 2012 Thomson 2012). In einer Reihe von Gemeinden wurden Systeme zur Wiederverwendung von nicht trinkbarem Wasser implementiert, aber es ist wichtig zu berücksichtigen, dass die daraus resultierende Verringerung des Trinkwasserbedarfs hydraulische Auswirkungen und Auswirkungen auf die Wasser- und Abwassersysteme hat (Kandiah et al. 2016). In ähnlicher Weise kann die Wiederverwendung von Grauwasser durch einzelne Haushalte die Nachfrage nach Trinkwasser verringern, sie hat jedoch Bedenken hinsichtlich der öffentlichen Gesundheit, ist in etablierten Gemeinden aufgrund der Kosten für die Erneuerung von Wohngebäuden teuer (Arnold et al. 2012) und kann zu schädlichen Abnahme der Fließgeschwindigkeiten in der Kanalisation (Ormerod und Scott 2012). Darüber hinaus kann die Wiederverwendung von Nichttrinkwasser und Grauwasser nicht als Wassereinsparung in Situationen betrachtet werden, in denen Rückflussgutschriften erforderlich sind, um die Anforderungen an den Abfluss oder die Lieferverpflichtungen für den Abfluss zu erfüllen (Thomson und Shomaker 2009).

Historisch gesehen haben sich Gemeinden im Westen auf große Wassertransfers zwischen den Becken als Quelle der Versorgung umgestellt. Bemerkenswerte Projekte umfassen Umleitungen des Colorado River Wassers nach Kalifornien, Arizona und New Mexico. Transfers zwischen den Einzugsgebieten sind jedoch sehr kostspielig, haben enorme Auswirkungen auf die Umwelt und sind in Notzeiten möglicherweise nicht zuverlässig (Loaiciga 2015). Grundsätzlich ist praktisch das gesamte Wasser in den westlichen Einzugsgebieten bereits vollständig zugewiesen, was einen zukünftigen Transfer zwischen den Becken unwahrscheinlich macht. Auch Wassertransfers zwischen den Becken sind in der Regel energieintensiv, was erhebliche Umwelt- und Gesellschaftskosten verursacht (Grant et al. 2012 Schroeder et al. 2012).

Zwei angebotsseitige Optionen, die eine Verbesserung der Nachhaltigkeit versprechen und Zuverlässigkeit der Trinkwasserversorgung sind die indirekte Wiederverwendung von Trinkwasser (IPR) und die direkte Wiederverwendung von Trinkwasser (DPR). In beiden Fällen wird die Wasserversorgung durch die Wiederverwendung von Abwasser ergänzt, wodurch die Wasserproduktivität deutlich gesteigert werden kann (Grant et al. 2012). Obwohl verschiedene Konfigurationen existieren (Gerrity et al. 2013, Tchobanoglous et al. 2011), wird das Abwasser von Kläranlagen (WWTP) im Allgemeinen für IPR durch eine fortschrittliche Behandlung hochgereinigt und dann in einen Umweltpuffer geleitet, z Grundwasserleiter. Der Umweltpuffer soll die öffentliche Gesundheit schützen, indem er eine zusätzliche Barriere und Zeit für Schadstoffabbauprozesse sowie die Verdünnung mit Wasser aus anderen Quellen bereitstellt (Raucher und Tchobanoglous 2014). Bei der DPR wird das Abwasser einer Kläranlage durch eine fortschrittliche Behandlung hochgereinigt und dann entweder (1) mit der Rohwasserversorgung kombiniert und einer Wasseraufbereitungsanlage zugeführt oder (2) direkt in das Verteilungssystem unter Umgehung der Wasseraufbereitungsanlage eingeleitet. Während die letztgenannte Option in der Literatur häufig erwähnt wird, schlagen Raucher und Tchobanoglous (2014) die erstere Option als bevorzugte Alternative vor, bis Überwachungstechnologien verfügbar sind, um niedrige Konzentrationen von besorgniserregenden Kontaminanten zu erkennen. Außerdem kann ein DPR-System einen technischen Speicherpuffer (ESB) enthalten, um ausreichend Zeit für die Überprüfung bestimmter Wasserqualitätsparameter zu lassen, bevor das Wasser in das Verteilungssystem gelangt (Raucher und Tchobanoglous 2014 Law 2008 Tchobanoglous et al. 2011 Leverenz et al. 2011 US-EPA 2012). Fortgeschrittene Behandlungstechnologien und Konfigurationen werden unten ausführlicher beschrieben.

Es gibt weltweit zahlreiche IPR-Systeme, die Umsetzung dieser Strategie erfordert jedoch den Zugang zu einem geeigneten Umweltpuffer (Raucher und Tchobanoglous 2014). Der Umweltpuffer bietet insofern einen Vorteil, als er eine Wasserspeicherung in Zeiten geringerer Nachfrage und erhöhte Entnahmeraten in Zeiten höherer Nachfrage ermöglicht (Trussell et al. 2013). Einige Forscher schlagen vor, dass IPR das Kontaminationsrisiko durch Verdünnung und zusätzliche biologische, chemische und physikalische Behandlung reduziert (Rodriguez et al. 2009). Andere haben festgestellt, dass geistige Eigentumsrechte ineffizient sind, da hoch aufbereitetes Wasser abgebaut wird, wenn es im Umweltpuffer mit Wasser geringerer Qualität vermischt wird, und daher Energie und Ressourcen verschwendet, indem dasselbe Wasser zweimal behandelt wird (Leverenz et al. 2011 Australian Academy of Technological Sciences and Ingenieurwesen 2013). Ob der Umweltpuffer tatsächlich einen Nutzen bringt oder nicht, hängt von vielen standortspezifischen Variablen ab, einschließlich dem Umfang und der Art der bereitgestellten Behandlung, der Verweilzeit im Puffer und der Umweltchemie des Puffers. Mehrere Wissenschaftler haben festgestellt, dass IPR teurer ist als DPR, da normalerweise zusätzliches Pumpen erforderlich ist (Gesetz 2008 Tchobanoglous et al. 2011 Leverenz et al. 2011 Australian Academy of Technological Sciences and Engineering 2013 Venkatesan et al. 2011). Der geringere Pumpbedarf der direkten Wiederverwendung von Trinkwasser führt auch zu einem geringeren CO2-Fußabdruck – ein wichtiger Aspekt, da Energiekosten und Treibhausgasemissionen bei Wasserversorgungsprojekten zunehmend eine Rolle spielen (Gutzler 2012 Law 2008 Australian Academy of Technological Sciences and Engineering 2013). Darüber hinaus sind kürzere Wasserübertragungsleitungen für DPR weniger anfällig für natürliche und künstliche Unfälle (U.S. EPA 2012). Trotz der Vorteile von DPR steht seine Implementierung vor zahlreichen Herausforderungen und erfordert viele zusätzliche Überlegungen, wie unten beschrieben.

Die am häufigsten genannten DPR-Einrichtungen in Betrieb oder im Bau befinden sich in Windhoek, Namibia, Cloudcroft, New Mexico und Big Spring, Texas. Weitere Einrichtungen werden in Kürze in Texas ans Netz gehen. In Windhoek wird hochaufbereitetes aufbereitetes Wasser direkt in die Trinkwasserleitung gemischt. Die Cloudcroft-Anlage, die noch nicht in Betrieb ist, wird hoch aufbereitetes aufbereitetes Wasser mit Brunnenwasser und Quellwasser in einem Tank mischen, der eine hydraulische Haltezeit von 2 Wochen bietet. In Big Spring wird das gefilterte Abwasser aus der Kläranlage einer fortgeschrittenen Behandlung unterzogen und in der Übertragungsleitung mit Rohwasser vermischt. Der kombinierte Fluss wird dann in einer Wasseraufbereitungsanlage behandelt (Tchobanoglous et al. 2011). Alle Einrichtungen verfügen über Überwachungssysteme, um bestimmte Wasserqualitätsparameter vor der Verteilung zu messen. Während DPR in den Vereinigten Staaten relativ neu ist, wird das namibische Werk seit 1968 in verschiedenen Konfigurationen erfolgreich betrieben, ohne dass es zu signifikanten negativen Auswirkungen auf die Gesundheit kam (Crook 2010).

Gemeinden übernehmen DPR aufgrund schwerer Wasserknappheit und fehlender alternativer Versorgungsquellen (Tchobanoglous et al. 2011). Da sich die Dürrebedingungen verschlechtern, wird DPR zunehmend in Gemeinden mit Wasserknappheit in Betracht gezogen (Leverenz et al. 2011). Obwohl viele Gemeinden mit geringem Wasserstand klein bis mittelgroß sind und über den Südwesten der Vereinigten Staaten im Landesinneren verstreut sind – und die einzigen DPR-Anlagen, die derzeit Kunden bedienen, sich im Südwesten des Landes befinden – haben sich die meisten DPR-Forschungen auf große Küstengemeinden mit relativ hohen mittleren Haushaltseinkommen konzentriert ( US-Volkszählungsbüro 2012). Ebenso wichtig ist, dass diese größeren Küstengemeinden sehr unterschiedliche Gesetze zu Wasserrechten haben. Abb. 1 stellt die Karte der Hotspots des DoI nach und zeigt die drei am meisten untersuchten Gemeinden in den Vereinigten Staaten sowie eine Auswahl von Gemeinden im Landesinneren innerhalb der Hotspots des DoI mit hohem Wasserkonfliktpotenzial (Denver und Tucson, Arizona, sind als Gebiete mit DPR . enthalten) Forschung, obwohl dort im Vergleich zu den gezeigten großen Küstengebieten weit weniger durchgeführt wurden).

Abb. 1. Hot Spots für potenzielle Wasserkonflikte bis 2025 (übernommen aus dem US-Innenministerium 2005)

Die Optionen für die direkte Wiederverwendung von Trinkwasser können für größere, wohlhabendere Küstengemeinden anders sein als für mittelgroße oder kleinere Gemeinden im Landesinneren. Zu den wichtigsten Herausforderungen für kleine bis mittelgroße Gemeinden im Binnenland, die DPR berücksichtigen, gehören:

Wasserressourcen und -rechte: Gemeinden im Landesinneren im Westen erhalten Rückflussgutschriften und müssen daher Wasserrechte besitzen oder erwerben, um Abwasser wiederzuverwenden. Eine weitere Überlegung ist, dass Abwassereinleitungen im trockenen Südwesten oft eine wichtige Quelle für Umweltströme sind.

Regulatorische Unsicherheit: Die staatlichen und bundesstaatlichen Regulierungsbehörden haben keinen Regulierungsrahmen oder Zulassungskriterien für DPR-Projekte entwickelt.

Technologie: Kleine Gemeinden stehen vor der Herausforderung, Mitarbeiter zu gewinnen und zu halten, die qualifiziert und geschult sind, komplizierte fortschrittliche Behandlungsverfahren zu betreiben. Eine besondere Herausforderung ist die Fähigkeit, anspruchsvolle hochautomatisierte Prozesse zu betreiben und zu warten sowie Daten zur Prozessleistung zu sammeln, zu analysieren und zu interpretieren. Wenn die Umkehrosmose (RO) Teil des fortschrittlichen Behandlungsschemas ist, besteht die zusätzliche Herausforderung der Konzentratentsorgung.

Kosten: Eine fortgeschrittene Behandlung, ob für DPR oder nicht, ist teuer und kompliziert. Es gibt erhebliche Skaleneffekte für große Anlagen, die kleinen Gemeinden nicht zur Verfügung stehen.

Akzeptanz in der Öffentlichkeit: Erfahrungen aus der Vergangenheit haben gezeigt, dass eine negative öffentliche Wahrnehmung der Wiederverwendung von Trinkwasser ein Hindernis für die Projektumsetzung sein kann (z. B. Hurlimann und Dolnicar 2010).

Infolgedessen kämpfen öffentliche Versorgungsunternehmen in Gemeinden im Landesinneren mit der Planung und Auswahl von Strategien, um den zukünftigen Wasserbedarf zu decken und gleichzeitig die Einschränkungen für eine nachhaltige Gemeindeplanung zu minimieren. Eine ganzheitliche Bewertung ist erforderlich, um Entscheidungsträgern in kleineren Binnengebieten zu helfen, die Chancen und Herausforderungen der DPR abzuwägen.

Dieses Papier identifiziert die Wissenslücken und Herausforderungen, die die weit verbreitete Umsetzung von DPR in ariden Binnengemeinden einschränken. Es fasst die wesentlichen Überlegungen für Wassermanager in Binnengemeinden zusammen, um bei der Entscheidungsfindung in Bezug auf DPR und die langfristige Zuverlässigkeit der Wasserversorgung zu helfen. Der Schwerpunkt dieses Papiers liegt auf den folgenden Kategorien von Herausforderungen bei der Umsetzung von DPR: Wasserressourcen, regulatorische Unsicherheit, Technologie und Kosten. Kritisch ist auch die öffentliche Akzeptanz der Wiederverwendung von Trinkwasser in ariden Binnengemeinden, die ein wichtiges Thema und Schwerpunkt anderer Forschungen ist.

Einer der Hauptunterschiede zwischen DPR für Küstengemeinden und Binnengemeinden besteht darin, dass die Verringerung der Abwassereinleitungen durch ein Wiederverwendungsprogramm die Flüsse in den Vorflutern verringert. Obwohl die Wiederverwendung von Abwasser häufig als Methode zur Wassereinsparung vorgeschlagen wird, kann aus einer einzugsgebietsweiten Perspektive betrachtet gezeigt werden, dass es sich in Wirklichkeit nicht um eine Konservierung handelt. Vielmehr wird hochwertiges Oberflächen- oder Grundwasser einfach durch minderwertiges Abwasser ersetzt (Thomson und Shomaker 2009 Fleming und Hall 2000). Dies reduziert den Abfluss von Wasser, das eine wichtige Quelle für Umgebungen im Fluss oder nachgeschaltete Benutzer sein kann. Die Folgen einer verringerten Einleitung in Bäche in ariden Binnenstaaten können auf dreierlei Weise manifestiert werden: (1) Umweltauswirkungen aufgrund reduzierter In-Stream-Abflüsse, (2) verringerte Abflüsse zur Erfüllung der stromabwärts gelegenen Verpflichtungen und (3) Auswirkungen verringerter Rückflüsse auf a Wasserrechte der Gemeinde. Diese werden in den folgenden Absätzen erörtert.

Erstens können reduzierte Abgaben Auswirkungen auf die Umwelt haben, die mit einer Strömungsreduzierung in dem aufnehmenden Strom verbunden sind. Dies ist insbesondere in ariden Klimazonen problematisch, in denen Abwasser aus Kläranlagen häufig einen Großteil des Flusses kleiner Ströme ausmacht, ein Phänomen, das als abwasserdominierte Ströme bezeichnet wird. Flüsse, die zur Unterstützung von Wasser- und Uferumgebungen benötigt werden, werden als Umweltflüsse bezeichnet. Eine wachsende Zahl von Literatur beschreibt die Beeinträchtigung verschiedener ökologischer Metriken, wenn sich Strömungen und Hydrologie ändern (Poff und Zimmerman 2010). Eine extreme Manifestation von reduzierten Umweltströmen wird auftreten, wenn sich im Bach bundesgelistete gefährdete Arten befinden. In New Mexico zum Beispiel war die Anforderung, im Rio Grande angemessene In-Stream-Flüsse aufrechtzuerhalten, um zwei vom Aussterben bedrohte Arten zu schützen, Gegenstand eines Bundesrechtsstreits (OSE 2016).

Eine zweite Folge der reduzierten Abwassereinleitung aufgrund von Wiederverwendungsprogrammen ist ein verringerter Abfluss, um den Verpflichtungen nachgelagerter Abwässer nachzukommen. Die meisten zwischenstaatlichen Ströme im trockenen Südwesten unterliegen zwischenstaatlichen Stromverträgen, Bundesgesetzen sowie Bundesklagen und -vergleichen. Interstate Stream Compacts sind vom Kongress genehmigte Vereinbarungen zwischen Staaten, die Wasser unter den Staaten verteilen, die den Strom teilen. Derzeit sind 26 zwischenstaatliche Stromverträge in Kraft, die meisten davon in westlichen Bundesstaaten und mindestens 50 Jahre alt (Muys et al. 2007). Neben Compacts gibt es Bundesgesetze zu zwischenstaatlichen Gewässern sowie zwischenstaatliche Klagen und Vergleiche, die sich auf die Aufteilung zwischenstaatlicher Bäche beziehen. Die Folge dieser Gesetze, Bachkompakten, Klagen und Siedlungen ist, dass die Wasserverwalter der stromaufwärts gelegenen Bundesstaaten den Anforderungen des Bundes ausgesetzt sind, sicherzustellen, dass eine angemessene Wassermenge an die stromabwärts gelegenen Bundesstaaten geliefert wird. Daher wird jede Aktivität, die den Wasserfluss in einem Bach verringert, wie etwa die Wiederverwendung von Abwasser, einer sorgfältigen Prüfung und möglichen Ablehnung unterzogen, eine Herausforderung, der sich Küstengemeinden ohne nachgeschaltete Nutzer nicht stellen müssen.

Die dritte Einschränkung der Abwasserwiederverwendung für Gemeinden im Landesinneren betrifft das staatliche Wasserrecht und die Wasserrechte. Das Recht zur Wiederverwendung von Abwasser variiert je nach Bundesland und wurde vom National Research Council (NRC 2012) zusammengefasst. Wasserrechte in vielen westlichen Binnenstaaten basieren zumindest im Prinzip auf einer konsumtiven Nutzung, die als Differenz zwischen der Umleitungsmenge und der in den Bach oder Aquifer zurückgeführten Menge definiert ist, die als Rückflussgutschriften bezeichnet werden. Daher würde eine Gemeinde, die ihr Abwasser wiederverwendet, ihre Rückflussgutschriften reduzieren und zusätzliche Wasserrechte benötigen. Diese Einschränkung hängt natürlich vom Wasserrecht jedes Staates ab. In einer aktuellen Überprüfung des Wasserrechts von Colorado stellt Hobbs (2013) fest, dass Abwasserrückflüsse aus rechtlicher Sicht oft „als Teil der öffentlichen Ressource, vorbehaltlich der Aneignung und Verwaltung, zum Bachsystem gehören“. Während die Abwasserwiederverwendung in New Mexico den Erwerb zusätzlicher Wasserrechte erfordert, um die Verringerung der Rückflüsse auszugleichen, kann das Abwasser aus Kläranlagen in Kalifornien, das in den Ozean eingeleitet wird, vollständig vom Versorgungsunternehmen genutzt werden (NRC 2012).

Die ökologischen, bundesstaatlichen und bundesstaatlichen Beschränkungen bei der Wiederverwendung von Abwasser sind eindeutig Themen, die frühzeitig in der Planungsphase für jedes Projekt zur Wiederverwendung im Landesinneren angegangen werden müssen. Bischelet al. (2012) berichteten, dass 37 % der befragten Manager von recyceltem Wasser diese Einschränkungen als Hindernisse für das Wasserrecycling ansahen. Diese Studie wurde jedoch in Nordkalifornien durchgeführt, und diese Themen dürften für trockene Gemeinden im Landesinneren von viel größerer Bedeutung sein.

Eine der ersten technologischen Herausforderungen, denen sich eine Gemeinde gegenübersieht, wenn sie ein DPR-Projekt in Betracht zieht, ist die Bestimmung des erforderlichen Behandlungsniveaus. Das Bundesgesetz über sicheres Trinkwasser (SDWA) und die nachfolgenden Verordnungen erwähnen die Wiederverwendung von Trinkwasser nicht. Obwohl das Abwasser der meisten modernen Kläranlagen die in diesem Gesetz festgelegten numerischen Kriterien erfüllen wird, ist klar, dass viel zusätzliche Behandlung erforderlich ist, bevor Abwasser für die Trinkwasserversorgung verwendet werden kann, sowohl aus gesundheitlicher Sicht als auch aus Gründen der öffentlichen Besorgnis über seine Verwendung. Es gibt jedoch keine nationalen Kriterien, die Art und Ausmaß dieser zusätzlichen Behandlung festlegen. Das National Water Research Institute (NWRI), das von mehreren nationalen Wasserforschungsorganisationen finanziert wird, hat kürzlich einen Rahmen für DPR veröffentlicht, der eine gute Zusammenfassung der technischen und regulatorischen Herausforderungen bietet (NWRI 2015a). Während die USEPA (2012) Richtlinien zur Wiederverwendung bereitstellt, gibt es keine Bundesvorschriften zur Wasserwiederverwendung und die Regulierung wird den einzelnen Bundesstaaten überlassen. Mehrere Bundesstaaten haben Vorschriften, Richtlinien oder Leitlinien für die Wiederverwendung von nicht trinkbaren Getränken entwickelt, und einige haben Leitlinien zu IPR entwickelt, aber noch kein Bundesstaat hat Vorschriften für DPR (NRC 2012). In Ermangelung staatlicher oder bundesstaatlicher Regelungen werden IPR- und DPR-Projekte von Fall zu Fall bewertet.

Geregelte und ungeregelte Chemikalien und Krankheitserreger sind besorgniserregende Kontaminanten bei der Wiederverwendung von Trinkwasser. Krankheitserreger sind von größter Bedeutung, da sie akute Gesundheitsrisiken darstellen und nicht die chronischen Risiken, die mit den meisten chemischen Bestandteilen verbunden sind (Raucher und Tchobanoglous 2014). Dies bedeutet, dass die Risiken für die öffentliche Gesundheit, die sich aus einer kurzzeitigen Anlieferung von unzureichend gereinigtem Abwasser aufgrund eines Versagens eines Aufbereitungsprozesses ergeben, in erster Linie mit dem akuten Krankheitsrisiko durch pathogene Organismen verbunden sind und nicht mit der Aufnahme von Verbindungen, die eine jahrelange Exposition erfordern bevor Sie ein messbares Risiko eingehen.

Traditionell wurde das Vorhandensein von Krankheitserregern im Wasser durch Messung der Konzentration von Indikatororganismen abgeleitet, bei denen es sich um Mikroorganismen handelt, die in Wasser oder Abwasser vorhanden sind, die in menschlichen Abfällen vorkommen. Der häufigste Indikatororganismus, der in den SDWA-Vorschriften identifiziert wurde, ist E coli. Auch enterische Viren werden zunehmend als Indikator für virale Krankheitserreger verwendet. Schließlich, Kryptospiridium Oozysten und Giardia lamblia Sporen, zwei pathogene Protozoen, die gegenüber herkömmlichen Desinfektionsverfahren besonders resistent sind, wurden kürzlich in die SDWA-Vorschriften aufgenommen. Eine der Herausforderungen bei der Festlegung von Trinkwasserstandards für Krankheitserreger besteht darin, dass sie in sehr hohen Konzentrationen im Wasser vorkommen können, die oft 1 Million Organismen pro 100 ml überschreiten, und dennoch bei Konzentrationen von weniger als 1 Organismus pro 100 ml ein Gesundheitsrisiko darstellen. Die SDWA-Vorschriften behandeln diese große Variation, indem sie zusätzlich zu den absoluten Konzentrationen regulierter Krankheitserreger das Konzept der Baumstammentfernung verwenden.

Bei der Trinkwasseraufbereitung wird das Stammentnahmekonzept verwendet, um Aufbereitungsverfahren zu identifizieren, die der Qualität des zufließenden Speisewassers angemessen sind. Jedem Behandlungsprozess wird basierend auf der dokumentierten Leistung eine Gutschrift für die Stammentnahme zugewiesen. Wenn das Speisewasser von schlechter Qualität ist, kann eine Abfolge von zwei oder mehr Behandlungsvorgängen erforderlich sein, um die gewünschte Leistung bei der Entfernung von Stämmen zu erreichen. Eine Zusammenfassung bestehender und vorgeschlagener Kriterien zum Entfernen von Protokollen für DPR-Anträge ist in Tabelle 1 dargestellt.

Tabelle 1. Zusammenfassung der bestehenden und vorgeschlagenen Anforderungen an die Entfernung von Pathogenprotokollen für DPR (Nachdruck von NWRI 2015b, mit Genehmigung)

QuelleMetrischEnterisches Virus (MPN/L)Kryptosporidie (Oozysten/l)Giardien (Zysten/L)Coliforme
Gemeinsames a, b, c Trinkbares Ziel 2.22 × 10 - 7 3.00 × 10 - 5 6.80 × 10 - 6 0 / 100 mL für Coliforme und E coli
CDPH d Sekundärabwasser – Mittelwert 4.01 × 10 1 2.27 × 10 2 1.28 × 10 3
Sekundäres Abwasser – 95. Perzentil 2.17 × 10 2 7.43 × 10 2 8.81 × 10 3
Kalifornien a Rohabwasser (maximal) 1.00 × 10 5 1.00 × 10 5 1.00 × 10 5
Ziel der Protokollreduzierung121010
WaterReuse Research Foundation (WRRF) 11-02/NWRI-Gremium b Basis der Rohabwasserkonzentration (maximal) 1.00 × 10 5 1.00 × 10 4 1.00 × 10 4
Ziel der Protokollreduzierung121010
Texas Commission on Environmental Quality (TCEQ) c „Baseline“-Log-Reduktionsziel e 85.56
Abwasser (impliziert) 2.22 × 10 1 9.48 × 10 0 7.00 × 10 0

Hinweis: MPN = wahrscheinlichste Zahl.

b Persönliche Kommunikation mit TCEQ-Mitarbeitern.

c Die Baseline-Log-Reduktionsziele gelten als Ausgangspunkt für das Genehmigungsverfahren und können auf der Grundlage von Daten, die aus dem betreffenden Abwasser gesammelt wurden, überarbeitet werden. Diese Konzentrationen werden basierend auf der Addition der grundlegenden logarithmischen Reduktionsziele von TCEQ zu den Trinkwasserzielen berechnet.

e Ein anderer Ansatz wäre die Verwendung der oberen Schranke Kryptosporidie Konzentrationen, die im Abwasserbehandlungsprozess oder einer anderen Zwischenstufe erreicht werden, und wenden dann die im LT2 formulierten Anforderungen an die Log-Reduzierung an. Eine zusätzliche Sicherheitsmarge könnte angewendet werden, um die Variabilität in der zu berücksichtigen Kryptosporidie Reduzierung der Abwasserbehandlung.

Das kalifornische Gesundheitsministerium verbietet DPR, bis die Anforderungen für das Wasserrecycling festgelegt sind (Tchobanoglous et al. 2011). Eine Task Force erarbeitet derzeit Empfehlungen für diese Kriterien (NWRI 2015a). Der Bundesstaat erwägt die Anforderungen zum Entfernen von Protokollen von 12, 10 und 10 für Viren, Giardien, und Kryptosporidiebezogen auf die Erregerkonzentrationen im ungeklärten Abwasser gelten diese Werte für IPR-Projekte, und es wird erwartet, dass die gleichen Werte für DPR-Anträge gelten (Raucher und Tchobanoglous 2014).

Texas verwendet Protokollentfernungsstufen für Viren, Giardien, und Kryptosporidie von 8, 6 bzw. 5,5, basierend auf Abwässern aus der sekundären Abwasserbehandlung, entsprechen diese Werte in etwa den von Kalifornien vorgeschlagenen Anforderungen, wenn die Gutschriften für die Abwasserbehandlung mitgezählt werden (Raucher und Tchobanoglous 2014). Neue DPR-Projekte in Texas müssen jedoch mehr als die Einhaltung dieser Erregerwerte nachweisen. Mit der Annahme des Big Spring DPR-Projekts legte die Texas Commission on Environmental Quality spezifische Anforderungen „in Design, Betrieb, Berichterstattung, Kalibrierung und Aufzeichnungen“ fest (LaCaille 2010). Weitere aktuelle DPR-Projekte in Texas, wie die Anlage in Wichita Falls, wurden von der Texas Commission on Environmental Quality von Fall zu Fall geprüft.

Bei der Betrachtung potenzieller zukünftiger Vorschriften für DPR stellt Crook (2010) fest, dass, obwohl mehrere Studien gezeigt haben, dass Trinkwasser kein erhöhtes Risiko für die öffentliche Gesundheit darstellt, die Regulierungsbehörden noch eine Reihe von Problemen bei der Entwicklung von Vorschriften, Richtlinien, und/oder Richtlinien. Insbesondere stellt er fest, dass „die Bewertung der Sicherheit der Verwendung von recyceltem Wasser für die direkte Wiederverwendung von Trinkwasser mehrere Faktoren berücksichtigen muss, wie z Management“ (Crook 2010). Andere haben vorgeschlagen, dass es möglicherweise am besten ist, gereinigtes Abwasser als dritte Trinkwasserquelle neben Oberflächenwasser und Grundwasser zu regulieren, mit spezifischen Anforderungen für eine weitergehende Behandlung (Raucher und Tchobanoglous 2014).

Mit nur einer Handvoll DPR-Einrichtungen auf kommunaler Ebene weltweit gibt es nur wenige umfassende, betriebliche Beispiele, aus denen man Einblicke in die regulatorischen Aspekte der DPR gewinnen kann. Laut dem ehemaligen Exekutivdirektor von NWRI (J. Mosher, persönliche Mitteilung, 2014) möchten die Aufsichtsbehörden auf die Bedürfnisse der Gemeinden und die Umsetzung der DPR eingehen, aber viele haben das Gefühl, dass sie nicht über die erforderlichen Instrumente verfügen, um die DPR voranzubringen. Die Priorität der Regulierungsbehörden liegt im Schutz der öffentlichen Gesundheit, und es gibt wenig Erfahrung, auf die sie bei der Festlegung von Vorschriften und Zuverlässigkeitsstandards für DPR-Projekte aufbauen können. Daher gehen viele staatliche Aufsichtsbehörden derzeit mit Vorsicht an DPR heran.

Die direkte Wiederverwendung von Trinkwasser basiert auf der Annahme, dass Technologien vorhanden sind, um eine angemessene Abwasserbehandlung für den Trinkwassergebrauch bereitzustellen, während gleichzeitig die Notwendigkeit zusätzlicher Studien anerkannt wird (Arnold et al. 2012 Law 2008 Tchobanoglous et al. 2011 Leverenz et al. 2011 NRC 2012 Rogers und Laurer 1992). Aufgrund der Komplexität, die mit fortschrittlichen Behandlungstechnologien verbunden ist, und der Skaleneffekte für große Behandlungsprozesse ist DPR jedoch möglicherweise nicht für kleine Gemeinden geeignet.

Während fortschrittliche Aufbereitungstechnologien Wasser jeder gewünschten Qualität für DPR bereitstellen können, müssen Kompromisse hinsichtlich Kosten, Komplexität, Zuverlässigkeit und Benutzerfreundlichkeit berücksichtigt werden. Um die Zuverlässigkeit zu gewährleisten, müssen die wesentlichen Merkmale, die in das Design eines fortschrittlichen Behandlungssystems für DPR integriert werden müssen, Robustheit (dh Sicherheitsfaktoren), Belastbarkeit (dh Fähigkeit zur Anpassung an Störungen) und Redundanz (dh Backup-Systeme) sein mit adäquater Online-Überwachung und Prozesskontrolle (Trussell et al. 2013).

Fortgeschrittene Aufbereitungsprozesskonfigurationen für Trinkwasserwiederverwendungsanlagen umfassen normalerweise Mikrofiltration (MF), RO und fortgeschrittene Oxidation (Raucher und Tchobanoglous 2014). Der hochmoderne 2,65 × 10 5 m 3 / Tag [ 70 Millionen gal. / Tag ( mgd ) ] IPR-Grundwasserergänzungssystem (GWRS) im Orange County Water District (OCWD) in Kalifornien, das diese Verfahren verwendet, alle Trinkwasserqualitätsstandards übertrifft und auch unregulierte Schadstoffe entfernt, die manchmal als neu auftretende Schadstoffe oder Schadstoffe bezeichnet werden besorgniserregend (Raucher und Tchobanoglous 2014 Tchobanoglous et al. 2011). Der Behandlungsprozess von Cloudcroft mit ca. 680 m 3 / Tag (0,18 mgd) ist der OCWD-Konfiguration sehr ähnlich (Tchobanoglous et al. 2011). Die OCWD- und Cloudcroft-Behandlungskonfigurationen sind wichtige Beispiele für andere Gemeinden, die die Machbarkeit von DPR untersuchen, da sie bereits „von verschiedenen Regulierungsbehörden als in der Lage, sicheres Trinkwasser produzieren zu können, akzeptiert wurden und … die Umsetzung dieser Projekte von der Öffentlichkeit akzeptiert wurde“. (Tchobanoglous et al. 2011 Leverenz et al. 2011).

Die Einbeziehung von RO in die fortschrittliche Behandlung hat jedoch vier große Nachteile: (1) der hohe Energiebedarf (2) die Wasserchemie der Binnenversorgung unterscheidet sich stark von der von Meerwasser und begrenzt daher die fraktionierte Rückgewinnung von behandeltem Wasser (3) die Menge Wasser, das aus dem Prozess als Konzentrat verschwendet wird, und (4) die Herausforderung der Konzentratentsorgung. Küstengemeinden verfügen über eine unbegrenzte Versorgung mit Salzwasser mit geringem Ablagerungspotenzial und können Konzentrat ins Meer einleiten (Leverenz et al. 2011), sodass die Nachteile 2, 3 und 4 kaum ins Gewicht fallen und eine geringe Gesamtgewinnung kein Hindernis darstellt. Aber die Gemeinden im Landesinneren haben eine begrenzte Wasserversorgung. Unter der Annahme einer RO-Speisewasserrückgewinnung von 75 %, einem typischen Wert für Binnenanlagen, muss die RO-Anlage über eine Wasserversorgung verfügen, die 33 % über dem gewünschten Durchfluss liegt (dh 133 l Abwasser müssen behandelt werden, um 100 l behandelte RO . zu erzeugen durchdringen). Im Gegensatz zu Meerwasser, in dem Natrium und Chlorid 98% der gelösten Ionen ausmachen, enthält das Binnengewässer in der Regel einen hohen Anteil an ablagerungsbildenden Bestandteilen wie Kalzium, Magnesium, Karbonat, Sulfat und Kieselsäure. Diese Chemie schränkt die Rückgewinnung von Speisewasser ein, da hohe Konzentrationen an kesselsteinbildenden Mineralien im Konzentrat vermieden werden, indem mehr Wasser verschwendet wird. Darüber hinaus ist die Konzentratentsorgung an Standorten im Landesinneren ohne ein nahegelegenes Meer komplizierter. Die von NRC (2008) identifizierten Entsorgungsoptionen umfassen die Einleitung von Oberflächenwasser, die Einleitung in ein Abwassersammelsystem, die Injektion von Tiefbrunnen, Verdunstungsbecken und die Landanwendung. Bedenken hinsichtlich Oberflächenwasser, Grundwasser und Böden an Standorten im Landesinneren bedeuten jedoch, dass tiefe Brunneninjektionen oft die einzige praktikable Option für die Entsorgung von RO-Konzentrat sind und ein geeigneter Grundwasserleiter nicht immer in der Nähe ist. Beispielsweise konzentriert sich die Stadt El Paso, Texas, Rohre von ihrer Entsalzungsanlage in einer Entfernung von 35,4 km (22 Meilen) zu tiefen Injektionsbohrungen (Thomson und Howe 2009). Es wurden zahlreiche Solebehandlungsoptionen vorgeschlagen, darunter mehrstufige Umkehrosmose, Kristallisatoren, Vorwärtsosmose, Membrandestillation, Solarverdampfer und Sprühtrockner, um das Volumen des zu entsorgenden Konzentrats zu minimieren, jedoch sind sie teuer, kompliziert und unbewiesen und wurden nicht verwendet in aktuellen DPR-Projekten im Inland (Raucher und Tchobanoglous 2014). Trotz dieser Einschränkungen wird RO als Schlüsseltechnologie für DPR-Projekte angesehen, da es eine gute Entfernung (> 90 %) der meisten im Wasser vorkommenden Schadstoffe, einschließlich unregulierter Schadstoffe, ermöglicht (Lee et al. 2009). Die Grenzen der RO für DPR-Anwendungen, insbesondere in Bezug auf die Entfernung von Krankheitserregern, werden von NWRI (2015a) diskutiert.

Für Gemeinden im Landesinneren ist es von Vorteil, fortschrittliche Behandlungsoptionen ohne RO (Tchobanoglous et al. 2011) in Betracht zu ziehen, da sie weniger Energie benötigen, fast 100 % des Speisewassers zurückgewinnen und keinen Konzentratstrom produzieren (Leverenz et al . 2011). Zahlreiche IPR-Installationen in den USA und auf der ganzen Welt verwenden fortschrittliche Behandlungsstränge, die eine Kombination aus MF, fortschrittlichen Oxidationsprozessen und biologischer Aktivkohle (BAC) umfassen (Trussell et al. 2013). Eine solche Behandlung ist in der Lage, eine vergleichbare oder bessere Entfernung von chemischen Bestandteilen und Krankheitserregern als RO (Trussell et al. 2013) bei geringeren Kosten und Betriebsanforderungen zu erreichen. Leeet al. (2012) zeigten, dass die Behandlung von MF-Abwässern mit Ozon und Biofiltration zu einer Entfernung von Mikroverunreinigungen, einschließlich Pharmazeutika und Körperpflegeprodukten (PPCPs), führte, vergleichbar mit der von RO (Lee et al. 2012). Die Verwendung von Aktivkohlefiltermedien hätte die Entfernung dieser Mikroverunreinigungen weiter verbessert. Dieses alternative Behandlungsschema hatte gegenüber dem RO-System Vorteile, da es weniger Energie verbraucht und keine Abfälle erzeugt (Lee et al. 2012).

Eine wichtige Strategie zur Verringerung der Anfälligkeit eines Wassersystems für Spurenkonzentrationen von Mikroverunreinigungen besteht darin, ein wirksames Programm aufzustellen, um das Einbringen dieser Bestandteile in das Sammelsystem zu verhindern. Ein solches Programm kann aus zwei Komponenten bestehen: einem industriellen Vorbehandlungsprogramm, das Materialien reguliert, die in die Kanalisation eingeleitet werden könnten, und einem aggressiven öffentlichen Aufklärungsprogramm, um die Kunden daran zu erinnern, wie wichtig es ist, die Qualität ihres Trinkwassers durch ein Quellschutzprogramm zu gewährleisten .

Unabhängig von der verwendeten Behandlungstechnologie sind die Zuverlässigkeit und Überwachung des DPR-Systems von entscheidender Bedeutung, um den Prozess zu kontrollieren und die öffentliche Gesundheit zu schützen (Arnold et al. 2012 Law 2008 Tchobanoglous et al. 2011 Australian Academy of Technological Sciences and Engineering 2013). Verifizierung und Prozessüberwachung sind erforderlich, um nachzuweisen, dass das DPR-System die behördlichen Anforderungen erfüllen kann und besorgniserregende Verunreinigungen entfernt (Gesetz 2008). Ein Schema zur Überwachung der Wasserqualität besteht darin, den Durchflussausgleich und die Überwachung am Zufluss zum DPR-Prozessstrang sowie einen ESB und eine Überwachung am Abflussende zu umfassen, um die Identifizierung von Wasser außerhalb der Spezifikationen zu ermöglichen, bevor es das Verteilungssystem erreicht ebenfalls überwacht werden (Tchobanoglous et al. 2011 Leverenz et al. 2011). Eine weitere Betrachtung des ESB stellt jedoch seine Vorteile in Frage, da die Probenahme und Analyse chemischer Spurenbestandteile sehr kostspielig ist und Analysen einen langen Zeitaufwand erfordern. Abhängig von den interessierenden Parametern liegen die Analysekosten zwischen 100 US-Dollar und mehr als 1.000 US-Dollar pro Probe, und die Analyse dauert Tage bis Wochen. Die Umsetzung dieser Überwachungsstrategie würde daher erfordern, dass die ESB eine längere hydraulische Verweilzeit haben als die Laborumlaufzeit für kritische Bestandteile, eine unpraktische Anforderung für alle außer den kleinsten Kläranlagen. Stattdessen werden eher Online-Analysen von Indikatoren der Prozessleistung und Messung von Surrogaten für chemische und biologische Parameter in DPR-Anlagen integriert.

Bei der Gewährleistung der Zuverlässigkeit und Leistung der in den Abwasser- und fortschrittlichen Wasseraufbereitungssträngen integrierten Aufbereitungsverfahren ergeben sich zwei Herausforderungen. Erstens besteht das Hauptrisiko für den Verbraucher von Wiederverwendungswasser, wie erörtert, in der möglichen Anwesenheit von Krankheitserregern. Es gibt keine Dauermonitore, die pathogene Organismen im Trinkwasser nachweisen können. Diese Herausforderung wird durch die Tatsache verschärft, dass Aufbereitungsprozesse, die eine Entfernung von 10 log oder mehr an Krankheitserregern ermöglichen, ein behandeltes Wasser erzeugen, in dem fast immer keine Krankheitserreger vorhanden sind. Somit wird das Problem der Überwachung von Krankheitserregern durch die Notwendigkeit verschärft, einen von Null verschiedenen Bestandteil nachzuweisen, wenn er fast die ganze Zeit abwesend ist. Die zweite Herausforderung besteht darin, sehr geringe Konzentrationen chemischer Bestandteile nachzuweisen. Während es für einige Parameter wie Chlor zuverlässige Online-Monitore gibt, können Analysen der meisten interessierenden Bestandteile nur in einem hochentwickelten Labor durchgeführt werden. Wie bereits erwähnt, sind Laboranalysen von Spureninhaltsstoffen zeitaufwendig und teuer, die hohen Kosten sind vor allem für kleine Gemeinden problematisch. Der NWRI (Mosher et al. 2016) hat eine lange Diskussion über Qualitätssicherungs- und Qualitätskontrollstrategien, die für DPR-Projekte erforderlich sind, in denen Indikatoren der Prozessleistung anstelle von tatsächlichen Messungen der regulierten Bestandteile verwendet werden.

Ein zusätzliches Problem, mit dem die meisten kleinen kommunalen Versorgungsunternehmen konfrontiert sind, ist die Schwierigkeit, die komplizierten Verfahren zur Abwasserbehandlung für ein DPR-Projekt durchzuführen. Versorgungsunternehmen, die weniger als vielleicht 5.000 Menschen bedienen, haben wahrscheinlich nur ein oder zwei Betreiber, die über eine begrenzte Qualifikation für den Betrieb einfacher Wasser- und Abwasseraufbereitungsanlagen und des Verteilungssystems verfügen. Ein integriertes Aufbereitungssystem für DPR erfordert Betreiber mit erweiterter Zertifizierung sowohl für die Abwasser- als auch für die Wiederverwendungs-/erweiterten Aufbereitungsanlagen. Darüber hinaus bieten aktuelle Ausbildungslehrpläne, wie sie vom Staat Kalifornien (California EPA 2016) entwickelt wurden, weder eine Ausbildung in fortgeschrittenen Wasser- und Abwasserbehandlungsprozessen wie RO oder fortschrittliche Oxidationsverfahren noch eine Ausbildung in Betrieb und Wartung (O&M ) von fortschrittlichen Prozessüberwachungs- und Kontrollgeräten wie Online-Analysatoren für den gesamten organischen Kohlenstoff (TOC), die Ozonkonzentration oder die absorbierte ultraviolette (UV) Dosis. In Anerkennung dieses Mangels schlug der NWRI (2015a) die Schaffung einer neuen fortgeschrittenen Behandlungskategorie für Betreiber von DPR-Einrichtungen vor.Kleine Gemeinden werden im Wettbewerb um Betreiber mit diesen Qualifikationen vor einer besonderen Herausforderung stehen, da große Versorgungsunternehmen in der Lage sind, neben der Unterstützung in Form von Ersatzbetreibern auch bessere Bezahlung und Sozialleistungen anzubieten. Eine Möglichkeit, die kleine Versorgungsunternehmen in Betracht ziehen könnten, besteht darin, mit kommerziellen Wasser- und Abwasser-O&M-Unternehmen Verträge zu schließen, um ihre Anlagen zu betreiben. Dies führt jedoch zu Kosten, die sie sich möglicherweise nicht leisten können.

Über die Fähigkeit oder Bereitschaft der Gemeinden, für DPR-Projekte zu zahlen, wurden nur wenige Untersuchungen abgeschlossen. Als erster Schritt zum Verständnis der wirtschaftlichen Machbarkeit von DPR in einer Gemeinde sind Kostenschätzungen für DPR im Vergleich zu anderen Wasserversorgungsalternativen erforderlich. Raucher und Tchobanoglous (2014) führten eine Analyse der Kapital- und Betriebskosten für mehrere Wasserversorgungsalternativen, einschließlich DPR, unter Verwendung von Daten einiger bemerkenswerter kalifornischer Projekte durch. Ihre Analyse wird anschließend zusammengefasst – zunächst für DPR und dann für andere Wasserversorgungsalternativen. Die Analyse basierte auf tatsächlichen Kosten und Betriebsausgaben, Angebotspreisen und geschätzten Betriebskosten von Betriebs- und vorgeschlagenen Einrichtungen bei den 3,79 × 10 5 m 3 / Tag (100 mgd) OCWD GWRS-Zahlen aus San Diegos IPR-Projekt und dem Santa Clara Valley Zum Vergleich wurden die fortschrittlichen Aufbereitungsverfahren von Water District herangezogen, die als ähnlich befunden wurden (Raucher und Tchobanoglous 2014).

Die Kosten für DPR wurden wie folgt in Kosten für die erweiterte Behandlung (einschließlich MF, RO und erweiterte Oxidation), Wasserförderung und Konzentratmanagement aufgeschlüsselt. Zulaufwassereigenschaften, Art und Anzahl der im Klärstrang enthaltenen Technologien sowie die Gesamtkapazität der Anlage können zu Kostenschwankungen führen (Raucher und Tchobanoglous 2014):

Die Kosten für die fortgeschrittene Behandlung wurden auf etwa 0,6 USD / m 3 [700 USD / acre - ft (AF)] geschätzt, wobei die Kapitalkosten annualisiert mit einem Zinssatz von 5% über 30 Jahre berechnet wurden. Die Betriebs- und Wartungskosten machten den Großteil der annualisierten Gesamtkosten aus, wobei die Verteilung zwischen Kapital- und Betriebs- und Wartungskosten etwa 40/60 beträgt. Es wurde nicht erwartet, dass die Unterschiede bei den Kosten der fortgeschrittenen Behandlung zwischen IPR und DPR signifikant sind.

Die Kosten für die Beförderung des Abwassers aus der fortgeschrittenen Behandlung in das Trinkwassersystem, einen Umweltpuffer oder eine technische Lagereinrichtung variieren stark, in erster Linie abhängig von Entfernungen, Vorfahrtsüberlegungen, Höhenänderungen und Aufbereitungs- und Förderkonfiguration. Für die drei IPR- und DPR-Einrichtungen, die Raucher und Tchobanoglous (2014) in ihrer Kostenanalyse untersuchten, variierten die Transportkosten von 0,1 USD / m 3 bis 1 USD / m 3 (120 USD / AF bis 1.250 USD / AF) in 2014 Dollar. Studiendaten zeigten, dass die Transportkosten für DPR-Konfigurationen geringer waren als für IPR-Alternativen.

Wie die Transportkosten waren auch die Kosten für das Kraftfuttermanagement sehr variabel, da sie unter anderem von der Konzentration und Menge der erzeugten Sole abhängen. Die Entsorgungskosten für die Tiefbrunneninjektion, die Ozeanentsorgung einschließlich einer Soleleitung zum Ozean, die Landanwendung und Verdunstungsbecken (aufgelistet in der Reihenfolge vom am wenigsten bis zum teuersten) lagen in der Regel zwischen 0,06 USD / m 3 und 0,13 USD / m 3 (70 USD). /AF bis $155/AF) in US-Dollar von 2014. [zusätzliche Informationen zu den spezifischen Entsorgungskosten für Konzentrate im Landesinneren siehe Poulson (2010)].

Die Analyse von Raucher und Tchobanoglous (2014) der kombinierten Kapital- und Betriebskosten für fortschrittliche Behandlung, Wasserförderung und Solemanagement ergab, dass die jährlichen Gesamtkosten für DPR zwischen 0,67 USD / m 3 und 1,63 USD / m 3 (820 USD / AF und 2.000 USD/AF oder 2,50 USD bis 6,00 USD pro tausend Gallonen). Die Kosten der fortgeschrittenen Behandlung wurden auf der Grundlage von Einrichtungen geschätzt, die RO enthalten. Wie bereits erwähnt, haben Lee et al. (2012) schlugen ein fortschrittliches Oxidationsverfahren vor, das eine gleichwertige Behandlung bietet, jedoch ohne einen Solestrom zu erzeugen und weniger Energie zu verbrauchen, und daher möglicherweise zu erheblich geringeren Kosten für die fortschrittliche Wasseraufbereitung und Abfallwirtschaft führt.

Die Kosten für die Wiederverwendung von Trinkwasser und alternative neue Wasserversorgungen sind unter anderem aufgrund standortspezifischer Merkmale und Bedingungen, unterschiedlicher Anlagengrößen, behördlicher Anforderungen und Unsicherheiten sowie unterschiedlicher Berichterstattung über vorhandene Kostendaten schwer zu vergleichen. In Anerkennung dieser Schwierigkeiten haben Raucher und Tchobanoglous (2014) die Bandbreite der wahrscheinlichen kombinierten Kapital- und Betriebskosten geschätzt, um den Vergleich verschiedener Optionen zu erleichtern. Tabelle 2 zeigt eine Zusammenfassung der wahrscheinlichen Bandbreiten der annualisierten Gesamtkosten pro Kubikmeter für verschiedene neue Wasserversorgungsoptionen. Alle Kosten basieren auf Einrichtungen in Kalifornien (Raucher und Tchobanoglous 2014). Als weiterer Vergleichspunkt schätzte Loaiciga (2015), ebenfalls unter Verwendung von kalifornischen Daten, die Kosten für aufbereitetes Wasser und die Kosten für die Meerwasserentsalzung auf das 1,5- bzw. 2,5-fache der Kosten der Wasserproduktion in der Wasseraufbereitungsanlage.

Tabelle 2. Annualisierte Kosten (kombiniertes Kapital und Betriebs- und Betriebskosten) für verschiedene neue Wasserversorgungsoptionen (Daten von Raucher und Tchobanoglous 2014)


Abstrakt

In diesem Papier werden Daten zur Entfernung von H . veröffentlicht2S und VOCs durch eine Biotrickling-Filter (BTF)-Demonstrationsanlage, nämlich eine SULPHUS™, die Ende 2015 von Thames Water installiert wurde. Diese Daten, zusammen mit einigen bereits von Sempere et al. (2018) wurden mit den Vorhersagen einer Reihe bestehender und neuartiger Modelle zur Entfernung eines einzelnen Schadstoffs durch einen Biofilm verglichen.

Die beiden weit verbreiteten Modelle von Ottengraf und van den Oever (1983) erwiesen sich mit einer Fehlerquadratsumme von 11 bzw. 41 mg 2 m −6 als unzureichend. Diese Modelle basieren auf einer Kinetik nullter Ordnung im Biofilm, die nach dem M-M-Kinetikmodell bei niedrigen Schadstoffkonzentrationen wahrscheinlich ungenau ist. Das Geruchsbekämpfungsgerät wurde entwickelt, um niedrige Emissionswerte von weniger als 1 mg m −3 H . zu erzeugen2S, was es unwahrscheinlich macht, dass die Annahme nullter Ordnung genau ist. Ein Modell basierend auf der Kinetik erster Ordnung, das auch in der Literatur einige Unterstützung findet, erwies sich mit einer Summe der Fehlerquadrate von 4.7 mg 2 m −6 als eine bessere, aber keine gute Anpassung an die Daten. Es wurde festgestellt, dass ein neues Modell für die BTF basierend auf der M-M-Kinetik mit der niedrigsten Summe der Fehlerquadrate von 2.5 mg 2 m −6 gut an die Form der Daten angepasst ist. Dieses neuartige M-M-Modell wurde auch als am besten geeignet für VOC-Daten aus derselben Einheit identifiziert. Andere Veröffentlichungen unterstützen den M-M-Ansatz mit einem Produkt aus Sättigungskonstante und Henry-Konstante von etwa 50 mg m −3 , was einem H . entspricht2S-Gehalt in der Gasphase von etwa 40 ppmv. Es wurde eine breite Übereinstimmung zwischen den SULPHUS™-Experimenten und Daten in der Literatur für andere BTFs gefunden, die H . zerstören2S unter dem Regime nullter Ordnung bei einem Vmax-Wert von etwa 0,3 g/m 3 /s. Diese Arbeit stellt einen Versuch dar, eine bisher unvereinbare Literatur zu harmonisieren, die zuvor noch nicht versucht wurde.


LITERATUR ZITIERT

Amborski, R. L. und Grace F. Amborski. 1979. Opportunistische Krankheitserreger und eine bakterielle Erkrankung der Louisianna Langusten Procambarus clarkii. S. 92&ndash107. Proceedings of the Second Biennial Crustacean Health Workshop, Galveston, Texas, 20. und 22. April 1977. Texas A&M University Sea Grant Publication 79&ndash114. 400 S.

Aquacop. 1977. Beobachtungen über Krankheiten von Krebstierkulturen in Polynesien. Proceedings of the 8th Annual Meeting World Mariculture Society, 8: 685&ndash703.

Armstrong, D. A. 1979. Stickstofftoxizität für Krebstiere und Aspekte ihrer Dynamik in Kultursystemen. S. 329&ndash360. Proceedings of the Second Biennial Crustacean Health Workshop, Galveston, Texas, 20. und 22. April 1977. Texas A&M University Sea Grant Publication 79&ndash114. 400 S.

Blogoslawski, W. J. und C. Brown. 1979. Verwendung von Ozon zur Prävention von Krebserkrankungen: eine kurze Übersicht. S. 220&ndash230. Proceedings of the Second Biennial Crustacean Health Workshop, Galveston, Texas, 20. und 22. April 1977. Texas A&M University Sea Grant Publication 79&ndash114. 400 S.

Boyd, C. E. 1979. Wasserqualität in Warmwasser-Fischteichen. Auburn University, landwirtschaftliche Versuchsstation, Auburn, Alabama. 359 S.

Burns, C. D., M. E. Berrigan und G. E. Henderson. 1979. Fusarium sp. Infektionen bei Süßwassergarnelen Macrobrachium rosenbergii (de Mann). Aquakultur 16: 193&ndash198.

Chao, N.H. und I.C. Liao. 1977. Stand der Vermehrung der Riesen-Süßwassergarnele, Macrobrachium rosenbergii, in Taiwan. Journal of the Fisheries Society of Taiwan 5: 30&ndash40.

Cohen, D., A. Finkel und M. Sussman. 1976. Zur Herrschaft der Algen in der Larvikultur von Macrobrachium rosenbergii. Aquakultur 8: 199-207.

Delves-Broughton, J. und C. W. Poupard. 1976. Krankheitsprobleme von Garnelen in Kreislaufsystemen im Vereinigten Königreich. Aquakultur 7: 201&ndash217.

Dugan, C.C., R.W. Hagood und T.A. Frakes. 1975. Entwicklung von Laich- und Massenlarvenaufzuchttechniken für Brackwassergarnelen der Gattung Makrobrachium (Decapoda, Palaemonidae). Florida Marine Research Publication Nr. 12. Florida Department of Natural Resources, St. Petersburg, Florida. 28 S.

Fisher, W. S. 1977. Epibiotischer Mikrobenbefall von kultivierten Krebstieren. Proceedings of the 8th Annual Meeting World Mariculture Society. 8:673&ndash674.

Fisher, W.S., T.R. Rosemark und E.H. Nilson. 1976. Die Anfälligkeit kultivierter amerikanischer Hummer gegenüber einem chitinolytischen Bakterium. Proceedings of the 7th Annual Meeting World Mariculture Society. 7: 511&ndash520.

Fujimura, T. 1966. Hinweise zur Entwicklung einer praktischen Massenkulturtechnik der Riesengarnele, Macrobrachium rosenbergii. FAO Indo-Pazifischer Fischereirat. 12. Sitzung, Honolulu, Hawaii. 4 S.

Fujimura, T. und H. Okamoto. 1970. Anmerkungen zu den Fortschritten bei der Entwicklung einer Massenkulturtechnik für Macrobrachium rosenbergii in Hawaii. FAO Indopazifischer Fischereirat, 14. Tagung, Bangkok, Thailand. 187 S.

Goodwin, H.S. und J.A. Hanson. 1975. Die Aquakultur von Süßwassergarnelen/Makrobrachium Spezies. Zusammenfassung des Tagungsbandes Workshop zur Kultur von Süßwassergarnelen, St. Petersburg, Florida. Das Ozeanische Institut. Waimanalo, Hawaii. 95 S.

Green, J.P., T.L. Richards und T. Singh. 1977. Eine massive Tötung von im Teich aufgezogenen Macrobrachium rosenbergii. Aquakultur 11: 263 &ndash 272.

Hall, J. T. 1979. Ektokommensale der Süßwassergarnele, Macrobrachium rosenbergii in Kultureinrichtungen in Homestead, Florida. S. 214&ndash219. Proceedings of the Second Biennial Crustacean Health Workshop, Galveston, Texas. 20. April 1977. Texas A&M University Sea Gran Veröffentlichung 79 und 114. 400 S.

Johnson, S. K. 1977. Krebs- und Süßwassergarnelenkrankheiten. Texas A&M University Sea Grant Publikation 77&ndash605. 19 S.

Johnson, S. K. 1978. Einige Krankheitsprobleme in der Kultur von Langusten und Süßwassergarnelen. Texas A&M University Extension Fish Disease Diagnostic Laboratory Publikation FDDL-Sll. 5 S.

Johnson, S. K. 1979. Aquakultur und Wassertiermedizin. Florida Sea Grant-International Association of Aquatic Animal Medicine State of the Art Symposium zur Wassertiermedizin. Marineland, Florida, 25. April 1979. Florida Sea Grant Veröffentlichung. Im Druck.

Korringa, P. 1976. Zucht von Meeresfischen und Garnelen. Entwicklungen der Aquakultur und Fischereiwissenschaft, 4. Elsevier Scientific Publishing Company. Amsterdam, New York. 208 S.

Liao, I-Chiu, F. R. Yang und S. W. Lou. 1977. Vorläufiger Bericht über einige Krankheiten von Zuchtgarnelen und ihre Bekämpfungsmethoden. Reports on Fish Diseases Research (1), JCRR Fisheries Service, 29: 28&ndash33. (auf Chinesisch mit englischer Zusammenfassung)

Lightner, D.V. und V.C. Supplee. 1976. Eine mögliche chemische Bekämpfungsmethode für die filamentöse Kiemenkrankheit. Proceedings of the 7th Annual Meeting World Mariculture Society, 7: 473&ndash481.

Lightner, D.V., B. Hunter, P.C. Magarelli und L.B. Colvin. 1979. Ascorbinsäure: Nährstoffbedarf und Rolle bei der Wundheilung bei Penaeid-Garnelen. Proceedings of the 10th Annual Meeting World Mariculture Society, 10: 513&ndash528.

Ling, S. W. 1969. Methoden der Aufzucht und Kultivierung Macrobrachium rosenbergii (de Mann). FAO-Fischereibericht 57, Band 3. 1969.

Llobera, J. A. 1979. Toxizität von Ammoniak gegenüber Larven von Macrobrachium rosenbergii. M. S. Abschlussarbeit. Texas A&M-Universität.

Maddox, M. B. und J. J. Manzi. 1976. Die Auswirkungen von Algenzusätzen auf die statische Systemkultur von Macrobrachium rosenbergii (de Man) Larven. Proceedings of the 7th Annual Meeting World Mariculture Society. 7: 677&ndash698.

Marai, T. und J.W. Andrews. 1978. Futtervergleich für Larvenstadien der Riesengarnele (Macrobrachium rosenbergii). Proceedings of the 9th Annual Meeting World Mariculture Society, 9: 189&ndash193.

Nurdjana, M. L., B. Martosudarmo und B. Tiensongrusmee. 1977. Beobachtungen über Krankheiten, die kultivierte Garnelen in Jepara, Indonesien, befallen. Bullentin Brackishwater Aquaculture Development Center, 3: 204&ndash212.

Peebles, B. 1978. Häutung und Sterblichkeit in Macrobrachium rosenbergii. Proceedings of the 9th Annual Meeting World Mariculture Society. 9: 29&ndash46.

Roegge, M. A., W. P. Rutledge und W. C. Guest. 1979. Chemische Kontrolle von Zoothamnium sp. auf Larve Macrobrachium akanthurus. S. 295 &ndash 299. Proceedings of the Second Biennial Crustacean Health Workshop, Galveston, Texas. 20. April 1977. Texas A&M University Sea Grant Veröffentlichung 79 und 114. 400 S.

Sandifer, P.A., T.I.J. Smith und D.R. Calder. 1974. Hydrozoen als Schädlinge in der Kultur von larvalen Dekapodenkrebsen in geschlossenen Systemen. Aquakultur. 4: 55&ndash59.

Sarig, S. 1971. Fischkrankheiten - Buch 3: Vorbeugung und Behandlung von Krankheiten von Warmwasserfischen unter subtropischen Bedingungen, unter besonderer Berücksichtigung der intensiven Fischzucht. S. F. Snieszko und G. R. Axelrod (Hrsg.). TFH-Publikationen. Jersey-Stadt, New-Jersey. 127 S.

Schnick, R. A., F. P. Meyer, L. L. Marking und T. D. Bills. 1979. Kandidatenchemikalien für die Krustentierkultur. S. 245 &ndash 294. Proceedings of the Second Biennial Crustacean Health Workshop, Galveston, Texas, 20. und 22. April 1977. Texas A&M University Sea Grant Publication 79&ndash114. 400 S.

Sick, L. V. und H. Beaty. 1974. Kulturtechniken und Ernährungsstudien für Larvenstadien der Riesengarnele, Macrobrachium rosenbergii. Technischer Bericht Serie Nr. 74&ndash5. Georgia Marine Science Center, University of Georgia. Skidaway-Insel, Georgia. 30 S.

Sindermann, C. J. 1977. Erkrankungen der Süßwassergarnelen. In C.J. Sindermann (Hrsg.). Diagnose und Bekämpfung von Krankheiten in der nordamerikanischen marinen Aquakultur, Entwicklungen in der Aquakultur und Fischereiwissenschaft 6. Elsevier Scientific Publication Co. Amsterdam, New York. 329 S.

Singholka, S. und M. B. New, 1980. Der Status von Makrobrachium Landwirtschaft in Thailand. Proceedings of the 11th Annual Meeting World Mariculture Society. Im Druck.

Smith, T.I.J. und P.A. Sandifer. 1975. Erhöhte Produktion von Panzeraufzucht Macrobrachium rosenbergii durch die Verwendung von künstlichen Substraten. Proceedings of the 6th Annual Meeting World Mariculture Society. 6: 55&ndash68.

Smith, T.I.J., P.A. Sandifer und W.C. Trimble. 1976a. Teichkultur der malaysischen Garnele, Macrobrachium rosenbergii (de Man) in South Carolina 1974&ndash1975. Proceedings of the 7th Annual Meeting World Mariculture Society. 7: 625&ndash645.

Smith, T.I.J., P.A. Sandifer und W.C. Trimble. 1976b. Fortschritte bei der Entwicklung einer rezirkulierenden synthetischen Meerwasser-Brutstätte zur Aufzucht von Larven von Macrobrachium rosenbergii. Proceedings of the 4. Annual Food-Drugs from the Sea Conference. Mayaquez, Puerto Rico, 1974 (Marine Technological Society): 167 &ndash 181.

Solangi, M. A., R. M. Overstreet und A. L. Gannam. 1979. Ein filamentöses Bakterium auf der Artemia und seine Bekämpfung. Forschungsberichte zum Golf. 6: 275&ndash281.

Yamaguchi, R. 1978. Ozonbehandlung in einem geschlossenen Kultursystem für Macrobrachium rosenbergii. M. S. Abschlussarbeit. Texas A&M-Universität.


Schau das Video: Biofilter Medien Deutsch (Kann 2022).