CC BY
30Т 65 (2)
ИЗВЕСТИЯ ВЫСШИХ УЧЕБНЫХ ЗАВЕДЕНИЙ. Серия «ХИМИЯ И ХИМИЧЕСКАЯ ТЕХНОЛОГИЯ»
2022
IZVESTIYA VYSSHIKH UCHEBNYKH ZAVEDENII V 65 (2) KHIMIYA KHIMICHESKAYA TEKHNOLOGIYA 2022
RUSSIAN JOURNAL OF CHEMISTRY AND CHEMICAL TECHNOLOGY
DOI: 10.6060/ivkkt.20226502.6457 УДК: 628.316, 628.166.085
ОЧИСТКА И ОБЕЗЗАРАЖИВАНИЕ ВОДЫ УФ ИЗЛУЧЕНИЕМ СВЕТОДИОДНОЙ МАТРИЦЫ (365 НМ) В ЖЕЛЕЗО-ПЕРСУЛЬФАТНОЙ СИСТЕМЕ
С.А. Попова, И.М. Центер, Н.М. Гаркушева, Г.Г. Матафонова, В.Б. Батоев
Светлана Александровна Попова (ORCID 0000-0002-2245-2898)*, Ирина Михайловна Центер (ORCID 00000001-9317-3880), Наталья Михайловна Гаркушева (ORCID 0000-0002-6404-3021), Галина Георгиевна Матафонова (ORCID 0000-0001-7383-9788), Валерий Бабудоржиевич Батоев (ORCID 0000-0002-9548-2975) Лаборатория инженерной экологии, Байкальский институт природопользования СО РАН, ул. Сахъяно-вой, 6, Улан-Удэ, Российская Федерация, 670047 E-mail: psveta_2004@mail.ru *
В данном исследовании изучены кинетические закономерности и определены дозы УФ излучения для одновременной деструкции гербицида атразина и инактивации бактерий Escherichia coli и Enterococcus faecalis в железо-персульфатной окислительной системе {УФ/ПС^е2+} с применением УФ-А светодиодной матрицы (365 нм). Установлено, что данная система является наиболее эффективной для деструкции атразина и инактивации E. faecalis в ряду: {УФ/ПС^е2+} > {УФ/ПС} > {ПС/Fe2*} > {УФ}. Эффективность инактивации E. coli в системах {УФ/ПС/Fe2+} и {УФ/ПС} была одинаковой, что вызвано преобладающим вкладом высокоинтенсивного УФ излучения, к воздействию которого кишечная палочка менее устойчива, чем энтерококки. Доза УФ излучения для деструкции 90% атразина в отсутствии бактерий в железо-персульфатной системе составила 0,48 Дж/см2, тогда как для инактивации 100% клеток E. coli и E. faecalis без атразина - 0,94 и 1,43 Дж/см2, соответственно. Внесение бактерий в раствор вызвало ингибирование деструкции атразина и снижение соответствующих констант скорости (и увеличение доз излучения) на один порядок. Ингибирование инактивации бактерий в присутствии гербицида было более выражено для энтерококков. При этом, для разложения атразина требовались значительно более высокие УФ дозы (7,7 Дж/см2), чем для полной инактивации E. coli (1,0 Дж/см2) и E. faecalis (2,1 Дж/см2), что обеспечивало одновременное обеззараживание воды. Полученные результаты свидетельствуют о принципиальной возможности и энергоэффективности одноэтапной очистки и обеззараживания воды в железо-персульфатной системе, активированной излучением УФ-А светодиодной матрицы.
Ключевые слова: очистка и обеззараживание воды, УФ светодиоды, деструкция, инактивация, атразин, персульфат, микроорганизмы
Для цитирования:
Попова С.А., Центер И.М., Гаркушева Н.М., Матафонова Г.Г., Батоев В.Б. Очистка и обеззараживание воды УФ излучением светодиодной матрицы (365 нм) в железо-персульфатной системе. Изв. вузов. Химия и хим. технология. 2022. Т. 65. Вып. 2. С. 134-143 For citation:
Popova S.A., Tsenter I.M., Garkusheva N.M., Matafonova G.G., Batoev V.B. Water treatment and disinfection by UV radiation of the LED matrix (365 nm) in the ferrous-persulfate system. ChemChemTech [Izv. Vyssh. Uchebn. Zaved. Khim. Khim. Tekhnol.]. 2022. V. 65. N 2. P. 134-143
WATER TREATMENT AND DISINFECTION BY UV RADIATION OF THE LED MATRIX (365 nm) IN THE FERROUS-PERSULFATE SYSTEM
S.A. Popova, I.M. Tsenter, N.M. Garkusheva, G.G. Matafonova, V.B. Batoev
Svetlana A. Popova (ORCID 0000-0002-2245-2898)*, Irina M. Tsenter (ORCID 0000-0001-9317-3880), Natalia M. Garkusheva (ORCID 0000-0002-6404-3021), Galina G. Matafonova (ORCID 0000-0001-7383-9788), Valery B. Batoev (ORCID 0000-0002-9548-2975)
Laboratory of Engineering Ecology, Baikal Institute of Nature Management, SB of the RAS, Sakhyanovoy st., 6, Ulan-Ude, 670047, Russia E-mail: psveta_2004@mail.ru *
In this study, the kinetic regularities were studied and the doses of UVradiation were determinedfor concurrent degradation of herbicide atrazine and inactivation of bacteria Escherichia coli and Enterococcus faecalis in the ferrous-persulfate oxidation system {UV/PS/Fe2+} using a UV-A LED array (365 nm). It was found that the oxidation system {UV/PS/Fe2+} was the most efficient for degrading atrazine and inactivating E. faecalis in a raw: {UV/PS/Fe2+} > {UV/PS} > {PS/Fe} > {UV}. The efficiency of E. coli inactivation in the {UV/PS/Fe2+} and {Uv/PS} systems was similar, that was attributed to the predominant contribution of high-intensity UV radiation and the higher sensitivity of E. coli to UV radiation than enterococci. The UV dose for degradation of 90% atrazine in the absence of bacteria in the ferrous-persulfate system was 0.48 J/cm2, while these for inactivation of 100% E. coli andE. faecalis without atrazine were 0.94 and 1.43 J/cm2, respectively. The addition of bacteria inhibited the atrazine degradation and decreased the corresponding rate constants (and increase in the UV doses) by one order of magnitude. The inhibition of bacterial inactivation in the presence of herbicide was higher for enterococci. Meanwhile, the required UV doses (7.7 J/cm2) for atrazine degradation were significantly higher than those for total inactivation of E. coli (1.0 J/cm2) and E. faecalis (2.1 J/cm2), and provided the concurrent water disinfection. The obtained results showed the fundamental feasibility and the energy efficiency of one-step water treatment and disinfection in the ferrous-persulfate system, activated by UV-A LED array radiation.
Key words: water treatment and disinfection, UV LEDs, degradation, inactivation, atrazine, persulfate, microorganisms
ВВЕДЕНИЕ
Химическое и биологическое загрязнение водных экосистем в результате поступления органических микрополлютантов (гербицидов, фармацевтических препаратов, компонентов косметических и гигиенических средств) и патогенной микрофлоры в составе недостаточно очищенных сточных вод является глобальной экологической проблемой. Многие микрополлютанты являются биорезистентными и их трудно удалить из сточных вод только биологическим методом. Такие вещества также могут транзитом пройти через системы водоподготовки и оказаться в питьевой воде. Несмотря на относительно низкие концентрации в воде, при постоянном поступлении микрополлю-танты вызывают хронические токсические эффекты и представляют серьезную угрозу для гид-робионтов и здоровья человека. Недостаточно очищенные хозяйственно-бытовые, производственные
и сельскохозяйственные сточные воды также являются основным источником поступления патогенных микроорганизмов в водные экосистемы. Загрязнение ими природных поверхностных и грунтовых вод приводит к дефициту качественной питьевой воды.
Для доочистки и обеззараживания воды одними из наиболее эффективных являются технологии на основе комбинированных окислительных процессов на основе сульфатных радикал-анионов SO^" (SR-AOP - sulfate radical advanced oxidation processes). Известно, что их можно получить активацией персульфат-ионов (ПС, S2O82-) ультрафиолетовым (УФ) излучением и в гомогенных Фентон-подобных реакциях с участием ионов железа (II) (1-6):
hv
S2O82" 2SO^- (1)
Fe2+ + S2O82- ^ Fe3+ + SO^ + SO42 (2) SO42- + •ОН ^ SO4^ + ОН- (3)
SO4^ + H2O ^ •OH + HSO4- (4)
Fe3+ + S2Ü82" ^ Fe2+ + 2SO^ (5)
Fe2+ + SO4^- ^ Fe3+ + SO42- (6)
Генерирующиеся в фотоактивированной же-лезо-персульфатной системе сульфатные радикал-анионы SO4^- и гидроксильные радикалы (•OH) способны как окислять молекулы органических микрополлютантов [1, 2], так и инактивировать микробные клетки [3], поэтому их можно использовать в процессах одновременной деструкции и инактивации. Поскольку загрязненная вода содержит одновременно как органические микрополлю-танты, так и патогенные микроорганизмы, возникает задача ее одноэтапной очистки и обеззараживания, что позволит снизить общие энергозатраты. В связи с этим за последние годы в мире заметно интенсифицировались исследования в этой области с применением различных комбинированных окислительных процессов, в основном, фото-Фен-тона [4-6]. При этом процессы одновременной деструкции и инактивации с помощью фотоактивированных SR-AOP и необходимые для этого дозы светового излучения остаются малоисследованными. В железо-персульфатной системе на основе солнечного излучения ранее установлен синерги-ческий эффект как для деструкции органических микрополлютантов, так и для инактивации микроорганизмов в питьевой воде [7, 8]. Стабильное солнечное освещение малодоступно в регионах с низкой инсоляцией, особенно в зимний период. В данном случае предпочтительнее применять искусственные УФ источники. Облучение традиционной ртутной лампой низкого давления (254 нм) в присутствии Fe2+ и персульфата также обеспечило инактивацию бактерий и одновременную деструкцию микрополлютантов в сточной воде со степенью минерализации выше 50% [9]. Для повышения энергоэффективности и обеспечения экологично-сти процессов перспективны современные безртутные и относительно недорогие источники излучения, такие как светоизлучающие диоды (LED). В данной работе впервые предложены и исследованы фото-Фентон-подобные процессы с применением УФ-А светодиодов для одновременной деструкции органических микрополлютантов и инактивации патогенных микроорганизмов в воде.
Целью исследования являлось установление кинетических закономерностей и определение доз УФ излучения для одноэтапной очистки и обеззараживания воды в фотоактивированной железо-персульфатной системе с применением УФ-А светодиодной матрицы (365 нм).
МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ
В качестве модельного органического мик-рополлютанта выбран S-триазиновый гербицид ат-разин (АТЗ, 99,1%, Sigma-Aldrich), широко используемый в сельском хозяйстве для борьбы с широколиственными сорняками. Для экспериментов взяты окислитель персульфат калия (Вектон, г. Санкт-Петербург) и катализатор сульфат железа (II) (Хим-реактивснаб, г. Иркутск). Все рабочие растворы приготовлены в деионизированной воде качества Milli-Q (18,2 мСм/см, Simplicity®UV system, Millipore). При обработке в железо-персульфатной системе исходная концентрация Fe2+ и персульфата составила 17,4 мкмоль/л (~1 мг/л) и 312,5 мкмоль/л, соответственно (1:18).
В качестве универсальных индикаторов микробиологического качества воды использованы бактериальные штаммы E. coli К-12 и E. faecalis B 4053, полученные из коллекции ФГУП ГосНИИге-нетика (г. Москва). Водные клеточные суспензии для экспериментов приготовлены из односуточных культур после осаждения центрифугированием (4000 об/мин, Centurion Scientific, Великобритания) и двукратной очистки в фосфатном буферном растворе при рН 7,3-7,5. Односуточные культуры E. coli и E. faecalis получены аэробным культивированием при 37 °С лиофилизированных клеток в ГРМ-бульоне (ГНЦ ПМБ, г. Оболенск) и трипти-казо-соевом бульоне (Merck, Германия), соответственно. Численность клеток в полученной водной суспензии составила 107-108 колониеобразующих единиц (КОЕ) в 1 мл.
Эксперименты по деструкции АТЗ и инактивации бактерий в железо-персульфатной системе {УФ/ПС/Fe2+} выполнены в лабораторном фотореакторе при статических условиях (рис. 1). Контрольные эксперименты проведены в условиях прямого фотолиза и в системах {УФ/ПС} и {ПС/Fe^} (темновой контроль).
Водные растворы, куда предварительно были внесены АТЗ (Со = 20 мкмоль/л) и/или бактерии (No = 105 КОЕ/мл), облучали в стеклянном реакторе УФ светодиодной матрицей (365 нм, 100 Вт, Yonton, Китай) при постоянном перемешивании на магнитной мешалке IKA®Color Squid (Германия). Теплоотвод от матрицы производился циркуляцией воды через медный радиатор. Термостабилизацию очищаемого раствора также осуществляли циркуляцией воды через медные трубки, навитые на реактор.
Остаточную концентрацию АТЗ в процессе деструкции определяли методом ВЭЖХ (Agilent 1260 Infinity) элюированием смесью ацетонитрила
и 75 мМ уксусной кислоты (60:40) со скоростью 0,5 мл/мин и УФ детектированием при 222 нм [10]. Выбор исходной концентрации 20 мкмоль/л обусловлен пределом обнаружения методики (~2 мкмоль/л) и аналитической возможностью получить достоверные данные. После обработки в железо-персульфатной системе пробы предварительно обезжелезивали фильтрованием через ПЭТФ-фильтры (0,45 мкм, ЗАО «Владисарт») при рН 8,0. Кинетика деструкции АТЗ представлена в виде линейных зависимостей (С/Со) от продолжительности облучения (мин).
Магнитная мешалка
Рис. 1. Схема фотореактора на основе УФ-А светодиодной
матрицы (365 нм) Fig. 1. A scheme of photoreactor based on UV-A LEDs matrix (365 nm)
Степень инактивации определяли сравнением числа выживших клеток (КОЕ/мл) после инкубирования необлученной и облученной алик-воты на агаризованной среде при 37 °С в течение 24 ч в двух-трех параллельных посевах чашечным методом Коха [11]. Результаты инактивации представлены графически в виде зависимостей десятичного логарифма остаточного числа клеток (Lg КОЕ/мл) от продолжительности облучения (мин) [12].
Интенсивность УФ излучения светодиодов определяли методом полихроматической актинометрии [13-15]. Актинометрические растворы фер-риоксалата калия и 1.10-фенантролина приготовлены по стандартной методике. Среднюю интенсивность падающего излучения (Eoa, мВт/см2) получили интегрированием уравнения в диапазоне 300-400 нм (7):
_ Г(а51о'-а510°)^ w „ 1 \RLEl
^510 01^
Е,
о,А
■ X
TRLE
11100 (М-1 см1), Фх - квантовый выход, полученный интерполяцией литературных значений в диапазоне 300-400 нм [16, 17], Ux - (Дж/Эйнштейн) -энергия фотона при 365 нм.
Интенсивность падающего УФ излучения составила 2,46 мВт/см2. Среднюю интенсивность излучения в объеме раствора далее рассчитывали для каждого облучаемого раствора с учетом спектра его поглощения, а также спектра излучения светодиодов в диапазоне 300-400 нм [18]. Дозы УФ излучения рассчитаны как произведение средней интенсивности излучения в растворе и продолжительности облучения, необходимого для деструкции АТЗ и 100% инактивации E. coli и E. faecalis. Дозы для деструкции 90% АТЗ определены из соответствующих констант скорости в единицах дозы (см2/Дж), полученных из линейных зависимостей Ln(C/Co) от дозы.
РЕЗУЛЬТАТЫ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ
Деструкция атразина без и в присутствии микроорганизмов
Кинетические кривые деструкции АТЗ в фотохимических окислительных системах без микроорганизмов представлены на рис. 2.
С, мкмоль/л 20 • •
15
10
5
• 1 • -
0
10
20
30
40 t, мин
(7)
где a5iol (см-1) and asio0 (см-1) - коэффициенты све-топоглощения при 510 нм до и после облучения в течение времени t (с), V (мл) и A (см2) - объем раствора и площадь его поверхности в реакторе, 8510 - молярный коэффициент светопоглощения при 510 нм,
Рис. 2. Деструкция атразина в фотохимических окислительных системах без микроорганизмов. [АТЗ]о = 20 мкмоль/л, [Fe2+] : [ПС] = 1:18 (М/М). 1 - {УФ}, 2 - {nC/Fe2+}, 3 - {УФ/ПС},
4 - {УФ/ПС/Fe^} (рН = 5,0) Fig. 2. Destruction of atrazine in the photochemical oxidation systems without microorganisms. [ATZ]o = 20 pM [Fe2+] : [PS] = 1:18 (ММ). 1 - {UV}, 2 - {PS/Fe2+}, 3 - {UV/PS}, 4 -{UV/PS/Fe2+} (рН = 5.0)
Из рис. 2 следует, что АТЗ, имеющий максимум поглощения при 222 нм, устойчив к прямому фотолизу УФ-А светодиодами (365 нм). Скорость деструкции значительно увеличилась при внесении ПС (k = (12,8±0,7)-10-2 мин-1) в системе {УФ/ПС}, так как образуются SO^- и АТЗ окисляется ими полностью за 20 мин обработки (kAT3, SO4— = 3-109 М-1 с-1) [19]. Внесение катализатора Fe2+ обеспечило максимальную скорость деструкции (k =
0
(60,8±3)-10-2 мин-1) и полное разложение в системе {УФ/ПС/Ре2+} было достигнуто за 7 мин облучения. В результате «темновой» реакции без облучения, в системе {Ре2+/ПС}, наблюдалась деструкция около 15% микрополлютанта, далее его содержание оставалось постоянным. Таким образом, скорость деструкции АТЗ в фотохимических системах увеличивалась в следующем ряду: {УФ/ПС/Ре2+} > {УФ/ПС} > {ПС^е2+} > {УФ}.
Дальнейшие эксперименты по деструкции АТЗ в присутствии бактерий проводились в наиболее эффективной железо-персульфатной системе {УФ/ПС/Ре2+}. Внесение бактериальных клеток в раствор вызвало ингибирование деструкции и снижение соответствующих констант скорости на один порядок (табл. 1).
Это также наблюдалось нами ранее при одновременной деструкции и инактивации с применением других УФ источников [10, 20]. Такое ин-гибирование при относительно высокой исходной концентрации микрополлютанта на уровне мг/л частично вызвано сорбцией его молекул на клетках (3-4% за 20 мин) и снижением эффективных концентраций радикалов (ОН и $04^), расходующихся на окисление конкурирующих субстратов -клеток и химического соединения [21 -25]. Этот эффект отражается и в рассчитанных дозах УФ излу-
чения для разложения 90% АТЗ, которые достигают 7,7 Дж/см2 в присутствии бактерий (табл. 1). Для деструкции АТЗ без бактерий доза ниже на один порядок. Тем не менее, полученные значения сравнимы с литературными данными о дозах УФ излучения при 365 нм для деструкции > 90% мик-рополлютантов в других комбинированных окислительных системах без одновременного присутствия микроорганизмов (табл. 2).
Таблица 1
Константы скорости псевдо-первого порядка и УФ дозы для 90% деструкции атразина в железо-персуль-фатной системе без и в присутствии микроорганизмов Table 1. Pseudo-first-order rate constants and UV doses for 90% destruction of atrazine in the ferrous-persul-
fate system with and without microorganisms
Система Ы0-2, мин-1 (R2 = 0.99) Доза, Дж/см2
УФ/ПС/Fe2+ 60,8 0,48
УФ/ПС^^Ж coli 3,1 7,6
УФ/ПС^е2+/£. faecalis 3,1 7,6
Инактивация микроорганизмов без и в присутствии атразина
Эксперименты по инактивации E. coli и E. faecalis проведены в тех же окислительных системах без и в присутствии атразина (рис. 3).
Таблица 2
Литературные данные о дозах УФ излучения светодиодов (365 нм) для деструкции органических микропол-
лютантов
Микрополлютанты Окислительная система Интенсивность, (мВт/см2) Доза (Дж/см2) и степень деструкции Ссылка
Бисфенол А и С, карбамазепин, атразин, суль-фадиазин, налидиксовая кислота, нитробензол УФ/Ш2- 3,05 3,66, 40-90% [26]
Ацетаминофен УФ/хлор 0,352 1,90, 96% [27]
Афлатоксины УФ 10,26 1,2, 70, 84% [28]
п-гидроксибензойная кислота УФ/ТЮ2 8,5 30,6-122,4*, ~90% [29]
Противовоспалительные препараты УФ/хлор 53,4 45, >90% [30]
Ацетамиприд УФ/Фентон 2,615 До 9,4*, > 90% [31]
Сульфаметоксазол, окситетрацилин, 17-а - эти-нилэстрадиол УФ/ТЮ2 - 2,36**, >90% [32]
*доза рассчитана как произведение интенсивности облучения и его продолжительности
**доза рассчитана как отношение затраченной энергии (0,15 кДж) к площади фотореактора (63,6 см2)
* the dose is calculated as the product of the radiation intensity and its duration
** dose was calculated as the ratio of the energy expended (0.15 kJ) to the area of the photoreactor (63.6 cm2)
В темновом эксперименте {ПС/Бе2+} измеримой инактивации не наблюдалось. На начальном этапе на кривых инактивации наблюдалась лаг-фаза («плечо») до 5 мин, степень инактивации при
этом была незначительной (~0,5 порядка). Считается, что лаг-фаза вызвана внутриклеточным окислительным стрессом, во время которого бактерии до определенного порога способны противостоять
воздействию радикалов [33]. Более высокая устойчивость к УФ излучению грамположительных клеток энтерококков (инактивировано 100% клеток за 20 мин), по сравнению с грамотрицательными клетками E. coli (10 мин), обусловлена различным строением клеточной мембраны, а именно, более толстым пептидогликановым слоем (20-80 нм) [34].
б s
л4
w О I
О 3 -«
g2 L
1
0 0
б s
л/м4 Е/
О
К3
g
gL2 1 0
10 t, мин 1s
^ \ 2
4
--1- V\ \ X
10
1s 20 t, мин
б
экспериментах по инактивации в присутствии гербицида. Внесение ATЗ вызвало ингибирование инактивации обоих видов, причем в большей степени для E. faecalis. Это согласуется с гипотезой о конкуренции органических веществ и микроорганизмов за генерирующиеся радикалы, что приводит к снижению скорости деструкции и инактивации. При этом эффект ингибирования был более выражен для резистентных энтерококков, полная инактивация которых достигалась в течение более продолжительного времени - 15 мин (рис. 3). В связи с этим требуются более высокие дозы для инактивации энтерококков, чем для кишечной палочки. Tак, для инактивации 99,9% (т.е. снижения на 3 порядка) E. coli в воде бактерицидным УФ-излучением при 254 нм требуется доза 9 мДж/см2 [35], для E. faecalis - 13 мДж/см2 [36]. Это также подтверждено дозами УФ излучения при 365 нм, необходимыми для инактивации 100% клеток (снижения на 5 порядков), в фотохимических системах без и в присутствии ATЗ (табл. 3).
Таблица З
Дозы УФ излучения светодиодов для инактивации
100% E. coli и E. faecalis в фотохимических окислительных системах без и в присутствии атразина в воде, Дж/см2
Table 3. Doses of UV radiation of LEDs for 100% inactiva-
tion of E. coli and E. faecalis in the photochemical oxida-
2
Рис. 3. Инактивация E. coli (а) и E. faecalis (б) в фотохимических окислительных системах в воде без и в присутствии атразина. [Клетки]о = 105 КОЕ/мл, [АТЗ]о = 20 мкмоль/л, [Fe2+] : [ПС] = 1:18 (М/М), рН = 5,0. 1 - {nC/Fe2+}; 2 - {УФ}; 3 - {УФ/ПС^е2+ + АТЗ}; 4 - {УФ/ПС}; 5 - {УФ/ПС/Ре2+} Fig. 3. Inactivation of E. coli (a) and E. faecalis (б) in the photochemical oxidation systems in water with and without atrazine. [Cells]o = 105 CFU/ml, [ATZ]o = 20 ¡iM, [Fe2+] : [PS] = 1:18 (M/M), pH = 5.0. 1 - {PS/Fe2+}; 2 - {UV}; 3 - {UV/PS/Fe2+ +ATZ};
4 - {UV/PS}; 5 - {UV/PS/Fe2+}
Железо-персульфатная система являлась наиболее эффективной для инактивации E. faecalis, сокращая продолжительность облучения для 100%-ного обеззараживания воды до 10 мин (рис. 3). Полагаем, что это обусловлено более высоким вкладом генерируемых радикалов (SO4V О№) в инактивацию относительно резистентных клеток E. faecalis. Однако, в случае E. coli скорости инактивации в системах {УФ/ПС} и {УФ/ПС/Бе2+} были сопоставимыми. Предположительно, это вызвано преобладающим вкладом высокоинтенсивного УФ излучения, к воздействию которого кишечная палочка менее устойчива, чем энтерококки. Поскольку же-лезо-персульфатная система была наиболее эффективной для деструкции АТЗ, ее же использовали в
Mикроорга-низмы УФ УФ/ПС УФ/ПС/ Fe2+ УФ/ПС/ Fe2+ + ATS
E. coli 1,47 1,03 0,94 0,99
E. faecalis 2,87 1,76 1,43 2,12
Минимальная доза в ~1 Дж/см2 требовалась для инактивации E. coli во всех персульфатных системах без и в присутствии гербицида. Поскольку клетки E. faecalis полностью инактивированы быстрее в железо-персульфатной системе, то и соответствующая доза ниже, чем дозы при облучении только УФ светом и в присутствии персульфата (УФ/ПС). Значительное ингибирование инактивации энтерококков в присутствии атразина вызвало увеличение дозы на 48% (табл. 3).
Публикации, в которых представлены дозы УФ излучения при 365 нм (в основном, светодио-дов) для микробной инактивации прямым фотолизом, т.е. без участия окислителей или катализаторов, достаточно многочисленны. Найденные дозы значительно ниже, чем сообщающиеся в литературе дозы для прямого фотолиза при 365 нм, достигающие при разных условиях сотен Дж/см2 [37-41].
s
а
1
0
s
Так, при дозах ниже 52 Дж/см2 наблюдалась незначительная инактивация E. coli [41]. В других работах сообщалось о снижении численности E. coli на 3,9 и 5 порядка при воздействии 54 [37] и 315 Дж/см2 [38], соответственно. Дозы в 25 и 42 Дж/см2 были найдены для снижения численности клеток на порядок для E. coli и E. faecalis, соответственно [39]. Для инактивации E. coli на 8 порядков потребовались более высокие дозы до 188,1 Дж/см2 [40].
Вместе с тем, дозы УФ излучения при 365 нм для микробной инактивации комбинированными окислительными процессами сообщаются в литературе достаточно редко. Тем не менее, найденные дозы для полного обеззараживания в железо-пер-сульфатной системе сравнимы с дозами в 0,69-0,87 и 0,1 Дж/см2, которые требовались для фотокаталитической инактивации E. coli в системе {УФ/ТЮ2} на 3 [42] и 0,4 [43] порядка, соответственно. В целом, дозы УФ-излучения, необходимые для разложения 90% микрополлютанта, также обеспечивают одновременную инактивацию микроорганизмов.
ВЫВОДЫ
Железо-персульфатная окислительная система, активированная УФ-А светодиодами (365 нм),
ЛИТЕРАТУРА
1. Чжун Х., Ли Ч., Чжао Х., Сунь Л., Сюй А., Ся Д., Невский А.В. Деструкция красителя кислотного оран-жевого-7 в водных растворах в присутствии ионов железа (III), персульфата при воздействии видимого излучения. Изв. вузов. Химия и хим. технология. 2017. Т. 60. Вып. 3. С. 48-54. DOI: 10.6060/tcct.2017604.5545.
2. Попова С.А., Матафонова Г.Г., Батоев В.Б. Сонофотохи-мическое окисление органических поллютантов в водных растворах с применением персульфата. Изв. вузов. Химия и хим. технология. 2020. Т. 63. Вып. 10. С. 105-109. DOI: 10.6060/ivkkt.20206310.6233.
3. Xiao R., Liu K., Bai L. Inactivation of pathogenic microorganisms by sulfate radical: Present and future. Chem. Eng. J. 2019. V. 371. P. 222-232. DOI: 10.1016/j.cej.2019.03.296.
4. Fiorentino A., Esteban B., Garrido-Cardenas J.A. Effect of solar photo-Fenton process in raceway pond reactors at neutral pH on antibiotic resistance determinants in secondary treated urban wastewater. J. Hazard. Mater. 2019. V. 378. P. 120737. DOI: 10.1016/j.jhazmat.2019.06.014.
5. de la Obra Jiménez I., Giannakis S., Grandjean D. Unfolding the action mode of light and homogeneous vs. heterogeneous photo-Fenton in bacteria disinfection and concurrent elimination of micropollutants in urban wastewater, mediated by iron oxides in Raceway Pond Reactors. Appl. Catal. B. 2020. V. 263. P. 118158. DOI: 10.1016/j.apcatb.2019.118158.
6. López-Vinent N., Cruz-Alcalde A., Malvestiti J.A. Organic fertilizer as a chelating agent in photo-Fenton at neutral pH with LEDs for agricultural wastewater reuse: Micropollutant abatement and bacterial inactivation. Chem. Eng. J. 2020. V. 388. P. 124246. DOI: 10.1016/j.cej.2020.124246.
является эффективной для одновременной деструкции микрополлютанта атразина и инактивации бактерий E. coli и E. faecalis в водном растворе. Несмотря на взаимное ингибирование, необходимая доза УФ излучения для деструкции 90% атра-зина (7,7 Дж/см2) в присутствии бактерий обеспечивает их одновременную инактивацию. Полученные результаты могут быть положены в основу энергоэффективного метода одноэтапной очистки и обеззараживания воды с использованием гомогенных фото-Фентон-подобных процессов.
Работа выполнена в рамках государственного задания БИП СО РАН (проект № 0273-20210006) с использованием оборудования ЦКП БИП СО РАН (г. Улан-Удэ). Авторы выражают благодарность Dr. Sara Beck за методологическую помощь и обсуждение результатов.
Авторы заявляют об отсутствии конфликта интересов, требующего раскрытия в данной статье.
The work was carried out within the framework of (project No. 0273-2021-0006) using the equipment of the Center for Collective Use of SB RAS (Ulan-Ude). The authors are grateful to Dr. Sara Beck for methodological and discussion of the results.
The authors declare the absence a conflict of interest warranting disclosure in this article.
REFERENCES
1. Zhong H., Li J., Zhao H., Sun L., Xu A., Xia D., Nevsky A.V. Degradation of acid orange 7 in aqueous solution under presence of iron (Ш), persulphate and visible light irradiation. ChemChemTech [Izv. Vyssh. Uchebn. Zaved. Khim. Khim. Tekhnol.]. 2017. V. 60. N 3. P. 48-54 (in Russian). DOI: 10.6060/tcct.2017604.5545.
2. Popova S.A., Matafonova G.G., Batoev V.B. Sonophoto-chemical oxidation of organic contaminants in aqueous solutions using persulfate. ChemChemTech [Izv. Vyssh. Uchebn. Zaved. Khim. Khim. Tekhnol]. 2020. V. 63. N 10. P. 105-109. DOI: 10.6060/ivkkt.20206310.6233.
3. Xiao R., Liu K., Bai L. Inactivation of pathogenic microorganisms by sulfate radical: Present and future. Chem. Eng. J. 2019. V. 371. P. 222-232. DOI: 10.1016/j.cej.2019.03.296.
4. Fiorentino A., Esteban B., Garrido-Cardenas J.A. Effect of solar photo-Fenton process in raceway pond reactors at neutral pH on antibiotic resistance determinants in secondary treated urban wastewater. J. Hazard. Mater. 2019. V. 378. P. 120737. DOI: 10.1016/j.jhazmat.2019.06.014.
5. de la Obra Jiménez I., Giannakis S., Grandjean D. Unfolding the action mode of light and homogeneous vs. heterogeneous photo-Fenton in bacteria disinfection and concurrent elimination of micropollutants in urban wastewater, mediated by iron oxides in Raceway Pond Reactors. Appl. Catal. B. 2020. V. 263. P. 118158. DOI: 10.1016/j.ap-catb.2019.118158.
6. López-Vinent N., Cruz-Alcalde A., Malvestiti J.A. Organic fertilizer as a chelating agent in photo-Fenton at neutral pH with LEDs for agricultural wastewater reuse: Micropollutant abatement and bacterial inactivation. Chem. Eng. J. 2020. V. 388. P. 124246. DOI: 10.1016/j.cej.2020.124246.
7. Marjanovic M., Giannakis S., Grandjean D. Effect of ^M Fe addition, mild heat and solar UV on sulfate radical-mediated inactivation of bacteria, viruses, and micropollutant degradation in water. Water Res. 2018. V.140. P. 220-231. DOI: 10.1016/j.watres.2018.04.054.
8. Rodríguez-Chueca J., Giannakis S., Marj anovic M. Solar-assisted bacterial disinfection and removal of contaminants of emerging concern by Fe2+-activated HSO5" vs. S2O82" in drinking water. Appl. Catal. B. 2019. V. 248. P. 62-72. DOI: 10.1016/j.apcatb.2019.02.018.
9. Rodríguez-Chueca J., García-Cañibano C., Lepisto R.-J. Intensification of UV-C tertiary treatment: Disinfection and removal of micropollutants by sulfate radical based Advanced Oxidation Processes. J. Hazard. Mater. 2019. V. 372. P. 94-102. DOI: 10.1016/j.jhazmat.2018.04.044.
10. Popova S., Matafonova G., Batoev V. Simultaneous at-razine degradation and E. coli inactivation by UV/S2O82" /F e2+ process under KrCl excilamp (222 nm) irradiation. Ecotoxicol. Environ. Saf. 2019. V. 169. P. 169-177. DOI: 10.1016/j.ecoenv.2018.11.014.
11. Егоров Н.С. Руководство к практическим занятиям по микробиологии. М.: МГУ. 1995. С. 122-125.
12. Bolton J.R., Cotton C.A. The Ultraviolet Disinfection Handbook. Denver, CO: AWWA. 2008. 150 p.
13. Jin S., Mofidi A.A., Linden K.G. Polychromatic UV flu-ence measurement using chemical actinometry, biodosim-etry, and mathematical techniques. J. Environ. Eng. 2006. V. 132. P. 831-841. DOI: 10.1061/(ASCE)0733-9372(2006)132:8(831).
14. Kheyrandish A., Taghipour F., Mohseni M. UV-LED radiation modeling and its applications in UV dose determination for water treatment. J. Photochem. Photobiol. A: Chem. 2018. V. 352. P. 113-121. DOI: 10.1016/j.jphoto-chem.2017.10.047.
15. Keshavarzfathy M., Malayeri A.H., Mohseni M., Taghi-pour F. UV-LED fluence determination by numerical method for microbial inactivation studies. J. Photochem. Photobiol. A. 2020. V. 392. P. 112406. DOI: 10.1016/j.jpho-tochem.2020.112406.
16. Bolton J.R., Stefan M.I., Shaw P., Lykke K.R. Determination of the quantum yields of the potassium ferrioxalate and potassium iodide-iodate actinometers and a method for the calibration of radiometer detectors. J. Photochem. Photobiol. A. 2011. V. 222. P. 166-169. DOI: 10.1016/j.jphotochem.2011.05.017.
17. Goldstein S., Rabani J. The ferrioxalate and iodide-iodate acti-nometers in the UV region. J. Photochem. Photobiol. A. 2008. V. 193. P. 50-55. DOI: 10.1016/j. jphotochem.2007.06.006.
18. Beck S.E., Ryu H., Boczek L.A. Evaluating UV-C LED disinfection performance and investigating potential dual-wavelength synergy. Water Res. 2017. V. 109. P. 207-216. DOI: 10.1016 / j.watres.2016.11.024.
19. Manoj P., Prasanthkumar K.P., Manoj V.M., Aravind U.K., Manojkumar T.K., Aravindakumar C.T. Oxidation of substituted triazines by sulfate radical anion (SO4^") in aqueous medium: A laser flash photolysis and steady state radioly-sis study. J. Phys. Org. Chem. 2007. V. 20. P. 122-129. DOI: 10.1002/poc.1134.
20. Garkusheva N., Matafonova G., Tsenter I. Simultaneous atrazine degradation and E. coli inactivation by simulated solar photo-Fenton-like process using persulfate. J. Environ. Sci. Health A. 2017. V. 52. P. 849-855. DOI: 10.1080/10934529.2017.1312188.
7. Marjanovic M., Giannakis S., Grandjean D. Effect of ^M Fe addition, mild heat and solar UV on sulfate radical-mediated inactivation of bacteria, viruses, and micropollutant degradation in water. Water Res. 2018. V.140. P. 220-231. DOI: 10.1016/j.watres.2018.04.054.
8. Rodríguez-Chueca J., Giannakis S., Marjanovic M. Solarassisted bacterial disinfection and removal of contaminants of emerging concern by Fe2+-activated HSO5" vs. S2O82" in drinking water. Appl. Catal. B. 2019. V. 248. P. 62-72. DOI: 10.1016/j.apcatb.2019.02.018.
9. Rodríguez-Chueca J., García-Cañibano C., Lepisto R.-J. Intensification of UV-C tertiary treatment: Disinfection and removal of micropollutants by sulfate radical based Advanced Oxidation Processes. J. Hazard. Mater. 2019. V. 372. P. 94-102. DOI: 10.1016/j.jhazmat.2018.04.044.
10. Popova S., Matafonova G., Batoev V. Simultaneous at-razine degradation and E. coli inactivation by UV/S2O82-/Fe2+ process under KrCl excilamp (222 nm) irradiation. Ecotoxicol. Environ. Saf. 2019. V. 169. P. 169-177. DOI: 10.1016/j.ecoenv.2018.11.014.
11. Egorov N.S. A guide to practical exercises in microbiology. M.: MGU. 1995. P. 122-125.
12. Bolton J.R., Cotton C.A. The Ultraviolet Disinfection Handbook. Denver, CO: AWWA. 2008. 150 p.
13. Jin S., Mofidi A.A., Linden K.G. Polychromatic UV fluence measurement using chemical actinometry, biodosimetry, and mathematical techniques. J. Environ. Eng. 2006. V. 132. P. 831-841. DOI: 10.1061/(ASCE)0733-9372(2006)132:8(831).
14. Kheyrandish A., Taghipour F., Mohseni M. UV-LED radiation modeling and its applications in UV dose determination for water treatment. J. Photochem. Photobiol. A: Chem. 2018. V. 352. P. 113-121. DOI: 10.1016/j.jphoto-chem.2017.10.047.
15. Keshavarzfathy M., Malayeri A.H., Mohseni M., Taghi-pour F. UV-LED fluence determination by numerical method for microbial inactivation studies. J. Photochem. Photobiol. A. 2020. V. 392. P. 112406. DOI: 10.1016/j.jpho-tochem.2020.112406.
16. Bolton J.R., Stefan M.I., Shaw P., Lykke K.R. Determination of the quantum yields of the potassium ferriox-alate and potassium iodide-iodate actinometers and a method for the calibration of radiometer detectors. J. Photochem. Photobiol. A. 2011. V. 222. P. 166-169. DOI: 10.1016/j.jphotochem.2011.05.017.
17. Goldstein S., Rabani J. The ferrioxalate and iodide-iodate acti-nometers in the UV region. J. Photochem. Photobiol. A. 2008. V. 193. P. 50-55. DOI: 10.1016/j. jphotochem.2007.06.006.
18. Beck S.E., Ryu H., Boczek L.A. Evaluating UV-C LED disinfection performance and investigating potential dual-wavelength synergy. Water Res. 2017. V. 109. P. 207-216. DOI: 10.1016 / j.watres.2016.11.024.
19. Manoj P., Prasanthkumar K.P., Manoj V.M., Aravind U.K., Manojkumar T.K., Aravindakumar C.T. Oxidation of substituted triazines by sulfate radical anion (SO4^") in aqueous medium: A laser flash photolysis and steady state radiolysis study. J. Phys. Org. Chem. 2007. V. 20. P. 122-129. DOI: 10.1002/poc.1134.
20. Garkusheva N., Matafonova G., Tsenter I. Simultaneous atrazine degradation and E. coli inactivation by simulated solar photo-Fenton-like process using persulfate. J. Environ. Sci. Health A. 2017. V. 52. P. 849-855. DOI: 10.1080/10934529.2017.1312188.
21. Moncayo-Lasso A., Mora-Arismendi L.E., Rengifo-Her-rera J.A. The detrimental influence of bacteria (E. coli, Shi-gella and Salmonella) on the degradation of organic compounds (and vice versa) in TiO2 photocatalysis and near-neutral photo-Fenton processes under simulated solar light. Pho-tochem. Photobiol. Sci. 2012. V. 11. P. 821-827. DOI: 10.103 9/c2pp05290c.
22. Timchak E., Timchak E., Gitis V. A combined degradation of dyes and inactivation of viruses by UV and UV/H2O2. Chem. Eng. J. 2012. V. 192. P. 1б4-170. DOI: 10.101б^.2012.03.054.
23. Barrera M., Mehrab M., Gilbride K.A. Photolytic treatment of organic constituents and bacterial pathogens in secondary effluent of synthetic slaughterhouse wastewater. Chem. Eng. Res. Des. 2012. V. 90. P. 1335-1350. DOI: 10.1016/j.cherd.2011.11.018.
24. Subramanian G., Parakh P., Prakash H. Photodegradation of methyl orange and photoinactivation of bacteria by visible light activation of persulfate using a tris (2,2'-bipyridyl)ruthe-nium (II) complex. Photochem. Photobiol. Sci. 2013. V. 12. P. 45б-4бб. DOI: 10.1039/c2pp25316j.
25. He J., Zeng X., Lan S., Lo I.M.C. Reusable magnetic Ag/Fe, N-TiO2/F e3O4@SiO2 composite for simultaneous photocatalytic disinfection ofE. coli and degradation of bisphenol A in sewage under visible light. Chemosphere. 2019. V. 217. P. 8б9-878. DOI: 10.101 б/j. chemo sphere.2018.11.072.
26. Zhou S., Li L., Wu Y., Zhu S., Zhu N., Bu L. UV365 induced elimination of contaminants of emerging concern in the presence of residual nitrite: roles of reactive nitrogen species. Water Res. 2020. V. 178. P. 115829. DOI: 10.1016/j.watres.2020.115829.
27. Li B., Ma X., Li W, Chen Q., Deng J., Li G. Factor affecting the role of radicals contribution at different wavelengths, degradation pathways and toxicity during UV-LED/chlorine process. Chem. Eng. J. 2020. V. 392. P. 124552. DOI: 10.1016/j.cej.2020.124552.
28. Stanley J., Patras A., Pendyala B., Vergne M.J., Bansode R.R. Performance of a UV-A LED system for degradation of aflatoxins B1 and M1 in pure water: kinetics and cytotoxicity study. Sci. Rep. 2020. V. 10. P. 13473. DOI: 10.1038/s41598-020-70370-x.
29. Ferreira L.C., Fernandes J.R., Rodríguez-Chueca J., Peres J.A., Lucas M.S., Tavares P.B. Photocatalytic degradation of an agro-industrial wastewater model compound using a UV LEDs system: kinetic study. J. Environ. Manag. 2020. V. 2б9. P. 110740. DOI: 10.1016/j.jenvman.2020.110740.
30. Tan C., Wu H., He H., Lu X., Gao H., Deng J., Chu W. Anti-inflammatory drugs degradation during LED-UV365 photolysis of free chlorine: roles of reactive oxidative species and formation of disinfection by-products. Water Res. V. 185. P. 11б252. DOI: 10.1016/j.watres.2020.116252.
31. de la Obra I., García E.B., García Sánchez J.L., Casas López J.L., Sánchez Pérez J.A. Low cost UVA-LED as a radiation source for the photo-Fenton process: a new approach for micropollutant removal from urban wastewater. Photochem. Photobiol. Sci. 2017. V. 1б. P. 72-8. DOI: 10.103 9/C6PP00245E .
32. Malkhasian A., Izadifard M., Achari G., Langford C. Photocatalytic degradation of agricultural antibiotics using a UV-LED light source. J. Environ. Sci. Health B. 2014. V. 49. P. 35-40. DOI: 10.1080/03б01234.2013.83б871.
33. Serna-Galvis E.A., Troyon J.A., Giannakis S., Torres-Palma R.A., Carena L., Vione D. Kinetic modeling of lag times during photo-induced inactivation ofE. coli in sunlit surface waters: unraveling the pathways of exogenous action. WaterRes. 2019. 1б3. P. 114894. DOI: 10.1016/j.watres.2019.114894.
34. Шлегель Г. Общая микробиология. М.: Мир. i987. 5б7 с.
21. Moncayo-Lasso A., Mora-Arismendi L.E., Rengifo-Her-rera J.A. The detrimental influence of bacteria (E. coli, Shigella and Salmonella) on the degradation of organic compounds (and vice versa) in TiO2 photocatalysis and near-neutral photo-Fenton processes under simulated solar light. Photochem. Photobiol. Sci. 2012. V. 11. P. 821-827. DOI: 10.1039/c2pp05290c.
22. Timchak E., Timchak E., Gitis V. A combined degradation of dyes and inactivation of viruses by UV and UV/H2O2. Chem. Eng. J. 2012. V. 192. P. 1б4-170. DOI: 10.101б/)^.2012.03.054.
23. Barrera M., Mehrab M., Gilbride K.A. Photolytic treatment of organic constituents and bacterial pathogens in secondary effluent of synthetic slaughterhouse wastewater. Chem. Eng. Res. Des. 2012. V. 90. P. 1335-1350. DOI: 10.1016/j.cherd.2011.11.018.
24. Subramanian G., Parakh P., Prakash H. Photodegradation of methyl orange and photoinactivation of bacteria by visible light activation of persulfate using a tris (2,2'-bipyridyl)ruthe-nium (II) complex. Photochem. Photobiol. Sci. 2013. V. 12. P. 45б-4бб. DOI: 10.1039/c2pp25316j.
25. He J., Zeng X., Lan S., Lo I.M.C. Reusable magnetic Ag/Fe, N-TiO2/F e3O4@SiO2 composite for simultaneous photocatalytic disinfection ofE. coli and degradation of bisphenol A in sewage under visible light. Chemosphere. 2019. V. 217. P. 8б9-878. DOI: 10.101 б/j. chemo sphere .2018.11.072.
26. Zhou S., Li L., Wu Y., Zhu S., Zhu N., Bu L. UV365 induced elimination of contaminants of emerging concern in the presence of residual nitrite: roles of reactive nitrogen species. Water Res. 2020. V. 178. P. 115829. DOI: 10.1016/j.watres.2020.115829.
27. Li B., Ma X., Li W, Chen Q., Deng J., Li G. Factor affecting the role of radicals contribution at different wavelengths, degradation pathways and toxicity during UV-LED/chlorine process. Chem. Eng. J. 2020. V. 392. P. 124552. DOI: 10.101б/)^.2020.124552.
28. Stanley J., Patras A., Pendyala B., Vergne M.J., Bansode R.R. Performance of a UV-A LED system for degradation of aflatoxins B1 and M1 in pure water: kinetics and cytotoxicity study. Sci. Rep. 2020. V. 10. P. 13473. DOI: 10.1038/s41598-020-70370-x.
29. Ferreira L.C., Fernandes J.R., Rodríguez-Chueca J., Peres J.A., Lucas M.S., Tavares P.B. Photocatalytic degradation of an agro-industrial wastewater model compound using a UV LEDs system: kinetic study. J. Environ. Manag. 2020. V. 2б9. P. 110740. DOI: 10.1016/j.jenvman.2020.110740.
30. Tan C., Wu H., He H., Lu X., Gao H., Deng J., Chu W. Anti-inflammatory drugs degradation during LED-UV365 photolysis of free chlorine: roles of reactive oxidative species and formation of disinfection by-products. Water Res. V. 185. P. 11б252. DOI: 10.1016/j.watres.2020.116252.
31. de la Obra I., García E.B., García Sánchez J.L., Casas López J.L., Sánchez Pérez J.A. Low cost UVA-LED as a radiation source for the photo-Fenton process: a new approach for micropollutant removal from urban wastewater. Photochem. Photobiol. Sci. 2017. V. 1б. P. 72-8. DOI: 10.103 9/C6PP00245E .
32. Malkhasian A., Izadifard M., Achari G., Langford C. Photocatalytic degradation of agricultural antibiotics using a UV-LED light source. J. Environ. Sci. HealthB. 2014. V. 49. P. 35-40. DOI: 10.1080/03б01234.2013.83б871.
33. Serna-Galvis E.A., Troyon J.A., Giannakis S., Torres-Palma R.A., Carena L., Vione D. Kinetic modeling of lag times during photo-induced inactivation ofE. coli in sunlit surface waters: unraveling the pathways of exogenous action. WaterRes. 2019. 1б3. P. 114894. DOI: 10.1016/j.watres.2019.114894.
3s. Mетодические указания. Использование ультрафиолетового излучения при обеззараживании воды плавательных бассейнов. 1998. https://docs.cntd.ru/document/1200011s24
36. Chen P.-Y., Chu X.-N., Liu L., Hu J.-Y. Effects of salinity and temperature on inactivation and repair potential of Enterococcus faecalis following medium- and low-pressure ultraviolet irradiation. J. Appl. Microbiol. 201б. V. 120. N 3. P. 816-82s. DOI: 10.1111/jam.13026.
37. Mori M., Hamamoto A., Takahashi A., Nakano M., Wakikawa N., Tachibana S. Development of a new water sterilization device with a 36s nm UV-LED. Med. Biol. Eng. Comput. 2007. V. 4s. P. 1237-1241. DOI: 10.1007ЫШ7-007-02б3-1.
38. Hamamoto M., Mori A., Takahashi M., Nakano N., Wakikawa N., Akutagawa M. New water disinfection system using UVA light-emitting diodes. J. Appl. Microbiol. 2007. V. 103. P. 2291-2298. DOI: 10.1111/j.136s-2672.2007.03464.x.
39. Lui G.Y., Roser D., Corkish R., Ashbolt N.J., Stuetz R. Point-of-use water disinfection using ultraviolet and visible light-emitting diodes. Sci. Tot. Environ. 2016. V. ss3. P. 626-63s. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2016.02.039.
40. Prasad A., Ganzle M., Roopesh M.S. Inactivation of Esche-richia coli and Salmonella using 36s and 39s nm high intensity pulsed light emitting diodes. Foods. 2019. V. 8. P. 679. DOI: 10.33 90/foods8120679.
41. Song K., Mohseni M., Taghipour F. Mechanisms investigation on bacterial inactivation through combinations of UV wavelengths. Water Res. 2019. V. 163. P. 11487s. DOI: 10.1016/j.watres.2019.11487s.
42. Xiong P., Hu J. Inactivation/reactivation of antibiotic-resistant bacteria by a novel UVA/LED/TiO2 system. Water Res. 2013. V. 47. P. 4547-4555. DOI: 10.1016/j.wa-tres.2013.04.0s6.
43. Montenegro-Ayo R., Barrios A.C., Mondal I., Bhagat K., Morales-Gomero J.C., Abbaszadegan M. Portable point-of-use photoelectrocatalytic device provides rapid water disinfection. Sci. Tot. Environ. 2020. V. 737. P. 140044. DOI: 10.1016/j. scitotenv.2020.140044.
34. Schlegel G. General microbiology. M.: Mir. 1987. s67 p. (in Russian).
3s. Methodical instructions. The use of ultraviolet radiation in the disinfection of swimming pool water. 1998. https://docs.cntd.ru/document/1200011 s24
36. Chen P.-Y., Chu X.-N., Liu L., Hu J.-Y. Effects of salinity and temperature on inactivation and repair potential of Enterococcus faecalis following medium- and low-pressure ultraviolet irradiation. J. Appl. Microbiol. 2016. V. 120. N 3. P. 816-82s. DOI: 10.1111/jam.13026.
37. Mori M., Hamamoto A., Takahashi A., Nakano M., Wakikawa N., Tachibana S. Development of a new water sterilization device with a 36s nm UV-LED. Med. Biol. Eng. Comput. 2007. V. 4s. P. 1237-1241. DOI: 10.1007ЫШ7-007-02б3-1.
38. Hamamoto M., Mori A., Takahashi M., Nakano N., Wakikawa N., Akutagawa M. New water disinfection system using UVA light-emitting diodes. J. Appl. Microbiol. 2007. V. 103. P. 2291-2298. DOI: 10.1111/j.136s-2672.2007.03464.x.
39. Lui G.Y., Roser D., Corkish R., Ashbolt N.J., Stuetz R. Point-of-use water disinfection using ultraviolet and visible light-emitting diodes. Sci. Tot. Environ. 2016. V. ss3. P. 626-63s. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2016.02.039.
40. Prasad A., Ganzle M., Roopesh M.S. Inactivation of Esche-richia coli and Salmonella using 36s and 39s nm high intensity pulsed light emitting diodes. Foods. 2019. V. 8. P. 679. DOI: 10.33 90/foods8120679.
41. Song K., Mohseni M., Taghipour F. Mechanisms investigation on bacterial inactivation through combinations of UV wavelengths. Water Res. 2019. V. 163. P. 11487s. DOI: 10.1016/j.watres.2019.11487s.
42. Xiong P., Hu J. Inactivation/reactivation of antibiotic-resistant bacteria by a novel UVA/LED/TiO2 system. Water Res. 2013. V. 47. P. 4547-4555. DOI: 10.1016/j.wa-tres.2013.04.0s6.
43. Montenegro-Ayo R., Barrios A.C., Mondal I., Bhagat K., Morales-Gomero J.C., Abbaszadegan M. Portable point-of-use photoelectrocatalytic device provides rapid water disinfection. Sci. Tot. Environ. 2020. V. 737. P. 140044. DOI: 10.1016/j. scitotenv.2020.140044.
Поступила в редакцию 02.06.2021 Принята к опубликованию 23.12.2021
Received 02.06.2021 Accepted 23.12.2021
