Luan van Nghiên cứu quá trình oxy hóa sinh học có sự hỗ trợ H2O2 để xử lý các chất hữa cơ trong nước rỉ rác

Để xử lý chất thải rắn (CTR) sinh hoạt có nhiều phương pháp khác nhau, như: chôn lấp, đốt, làm phân vi sinh, … Hiện nay, ở Việt Nam, phương pháp xử lý CTR sinh hoạt đô thị chủ yếu vẫn là chôn lấp. Trên địa bàn các thành phố lớn của Việt Nam như Hà Nội và thành phố Hồ Chí Minh, tỷ lệ CTR sinh hoạt đô thị đem chôn lấp chiếm tới 80 90%. Tuy nhiên, trên địa bàn cả nước mới chỉ có 1791 bãi chôn lấp (BCL) được xem là hợp vệ sinh. Trong số đó, nhà máy xử lý nước rác Nam Sơn Hà Nội và nhà máy xử lý nước rác Gò Cát Hồ Chí Minh là hai nhà máy được đánh giá là được đầu tư xây dựng hiện đại, hiệu quả xử lý cao và đạt tiêu chuẩn xả thải cho phép 5. Phương pháp chôn lấp CTR thường phát sinh các vấn đề môi trường, trong số đó đáng quan tâm hơn cả là nước rỉ rác (NRR). NRR là một loại nước thải phức tạp, có thành phần và nồng độ các chất ô nhiễm biến động mạnh 107, chứa hàm lượng các hợp chất hữu cơ (HCHC), amoni cao cùng với các hợp chất hóa học độc hại 1, nếu không xử lý trước khi xả thải sẽ ảnh hưởng tới môi trường và sức khỏe con người cũng như động vật xung quanh. Xử lý NRR trên thực tế vẫn là bài toán khó. Các phương pháp đã được nghiên cứu và áp dụng để xử lý NRR bao gồm: phương pháp sinh học, hóa học, hóa lý, … 77. Thông thường, để xử lý hiệu quả NRR, người phải kết hợp nhiều phương pháp khác nhau ở các công đoạn khác nhau trong dây chuyền xử lý. Các quá trình xử lý dựa trên cơ sở kết hợp giữa các quá trình hóa học và sinh học được đánh giá là thích hợp nhất để xử lý các nguồn thải có nồng độ chất ô nhiễm cao như NRR 77. Xử lý sinh học hiếu khí là một phương pháp xử lý sinh học có hiệu quả loại chất hữu cơ cao. Tuy nhiên, NRR từ các BCL thường chứa một lượng lớn các chất hữu cơ khó phân hủy sinh học (PHSH) như hydrocacbon đa vòng, dẫn xuất halogen, các hợp chất humic, các chất hoạt động bề mặt, ..., làm cho quá trình xử lý sinh học bị hạn chế. Do đó, để hỗ trợ và nâng cao hiệu quả của các quá trình xử lý sinh học, thường cần có quá trình oxy hóa hóa học để chuyển hóa các chất hữu cơ khó phân hủy sinh học trong nước thải thành các chất dễ phân hủy sinh học. Một trong những kỹ thuật oxy hoá đã được sử dụng khá phổ biến trong xử lý nước thải (XLNT) là quá trình oxy hóa nâng cao với tác nhân Fenton (H2O2Fe2+) trong một giai đoạn tách biệt, và có thể đứng trước hoặc đứng sau xử lý sinh học 107. Tuy nhiên, có thể nhận thấy rằng các nghiên cứu ứng dụng H2O2 nói chung và tác nhân fenton (H2O2Fe2+) nói riêng trong XLNT từ trước tới nay chủ yếu là quá trình oxy hóa riêng biệt, độc lập với quá trình xử lý sinh học. Do đó, kết hợp đồng thời giữa H2O2 hay tác nhân Fenton với quá trình oxy hóa sinh học trong một hệ thống là một hướng mới trong XLNT. Theo Eldik (2009), H2O2 có thể bị phân hủy tạo thành H2O và O2 theo phản ứng 1.1 100. Ở điều kiện pH > 5 thì phản ứng 1.1 xảy ra càng nhanh 107. 2H2O2 → 2H2O + O2 1.1 Sự tạo thành O2 trong phản ứng trên là nguồn bổ sung oxy cho VSV, hỗ trợ cho quá trình xử lý hiếu khí. Do đó, có thể thấy trong quá trình xử lý NRR bằng hệ thống sinh học hiếu khí có sự hỗ trợ của H2O2 thì H2O2 không những đóng vai trò quan trọng trong việc oxy hóa các HCHC bền vững có trong NRR, tạo điều kiện thuận lợi cho quá trình xử lý sinh học bởi các VSV hiếu khí, mà còn là nguồn cung cấp O2 tăng cường cho quá trình trên. Tuy nhiên, khả năng oxy hóa mạnh của H2O2 cũng có thể đẩy nhanh quá trình phân hủy của bùn hiếu khí, đặc biệt trong XLNT công nghiệp bằng phương pháp hiếu khí 22, 23. Do đó, nếu tăng nồng độ H2O2 thì khả năng hoạt động hay hoạt tính của VSV (bùn) sẽ giảm. Như vậy, H2O2 vừa có tác dụng tích cực và tiêu cực đối với quá trình hiếu khí. Vì vậy, để kết hợp quá trình xử lý sinh học hiếu khí với sự hỗ trợ của H2O2 cần phải nghiên cứu kỹ các ảnh hưởng của H2O2 đến quá trình hiếu khí, từ đó tìm ra được các điều kiện vận hành tốt nhất. Có thể nhận thấy rằng NRR thường có chứa Fe2+ với nồng độ khá lớn, có thể sử dụng để thực hiện phản ứng Fenton khi chỉ thêm H2O2. Ngoài ra, lượng nhỏ H2O2 còn dư khi phân hủy sẽ tạo thành O2, có thể sử dụng cho vi sinh vật (VSV) hiếu khí. Do đó, có thể nghĩ đến việc kết hợp bổ sung H2O2 vào quá trình oxy hóa sinh học hiếu khí để hỗ trợ, tăng cường cho xử lý sinh học theo kiểu không tiến hành giai đoạn oxy hóa riêng. Một số kết quả nghiên cứu sơ bộ cho thấy, H2O2 được bổ sung vào quá trình sinh học có tác dụng cải thiện hiệu quả xử lý COD và màu của NRR 7. Tuy nhiên, ảnh hưởng của H2O2 đối với quá trình sinh học như thế nào ở các điều kiện vận hành khác nhau (cách thức bổ sung H2O2, liều lượng H2O2, thời gian lưu trong bể sinh học, chế độ sục khí trong bể sinh học, tải trọng hữu cơ,….); hiệu quả hỗ trợ ở các khía cạnh khác nhau (xử lý màu, xử lý COD, tỷ lệ BOD5COD nước thải sau xử lý, …) như thế nào cần phải được chứng minh bằng thực nghiệm. Xuất phát từ các cơ sở nói trên, đề tài “Nghiên cứu quá trình oxy hóa sinh học hiếu khí có sự hỗ trợ của H2O2 xử lý các chất hữu cơ trong NRR” được hình thành.

ĐẠI HỌC HUẾ TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC KHOA MÔI TRƯỜNG

- -Khóa luận Tốt nghiệp Cử nhân Khoa học

NGHIÊN CỨU QUÁ TRÌNH OXY HÓA SINH HỌC CÓ

SỰ HỖ TRỢ H2O2 ĐỂ XỬ LÝ CÁC CHÂT HỮU CƠ

TRONG NƯỚC RỈ RÁC

Khóa 2011 - 2015

Huế, 05/2015

MỞ ĐẦU

1 Tính cấp thiết của đề tài

Để xử lý chất thải rắn (CTR) sinh hoạt có nhiều phương pháp khác nhau,như: chôn lấp, đốt, làm phân vi sinh, … Hiện nay, ở Việt Nam, phương pháp xử lýCTR sinh hoạt đô thị chủ yếu vẫn là chôn lấp Trên địa bàn các thành phố lớn củaViệt Nam như Hà Nội và thành phố Hồ Chí Minh, tỷ lệ CTR sinh hoạt đô thị đemchôn lấp chiếm tới 80 - 90% Tuy nhiên, trên địa bàn cả nước mới chỉ có 17/91 bãichôn lấp (BCL) được xem là hợp vệ sinh Trong số đó, nhà máy xử lý nước rácNam Sơn - Hà Nội và nhà máy xử lý nước rác Gò Cát - Hồ Chí Minh là hai nhàmáy được đánh giá là được đầu tư xây dựng hiện đại, hiệu quả xử lý cao và đạt tiêuchuẩn xả thải cho phép [5]

Phương pháp chôn lấp CTR thường phát sinh các vấn đề môi trường, trong

số đó đáng quan tâm hơn cả là nước rỉ rác (NRR) NRR là một loại nước thải phứctạp, có thành phần và nồng độ các chất ô nhiễm biến động mạnh [107], chứa hàmlượng các hợp chất hữu cơ (HCHC), amoni cao cùng với các hợp chất hóa học độchại [1], nếu không xử lý trước khi xả thải sẽ ảnh hưởng tới môi trường và sức khỏecon người cũng như động vật xung quanh

Xử lý NRR trên thực tế vẫn là bài toán khó Các phương pháp đã đượcnghiên cứu và áp dụng để xử lý NRR bao gồm: phương pháp sinh học, hóa học, hóa

- lý, … [77] Thông thường, để xử lý hiệu quả NRR, người phải kết hợp nhiềuphương pháp khác nhau ở các công đoạn khác nhau trong dây chuyền xử lý Cácquá trình xử lý dựa trên cơ sở kết hợp giữa các quá trình hóa học và sinh học đượcđánh giá là thích hợp nhất để xử lý các nguồn thải có nồng độ chất ô nhiễm cao nhưNRR [77]

Xử lý sinh học hiếu khí là một phương pháp xử lý sinh học có hiệu quả loạichất hữu cơ cao Tuy nhiên, NRR từ các BCL thường chứa một lượng lớn các chấthữu cơ khó phân hủy sinh học (PHSH) như hydrocacbon đa vòng, dẫn xuất halogen,các hợp chất humic, các chất hoạt động bề mặt, , làm cho quá trình xử lý sinh học

bị hạn chế Do đó, để hỗ trợ và nâng cao hiệu quả của các quá trình xử lý sinh học,

thường cần có quá trình oxy hóa hóa học để chuyển hóa các chất hữu cơ khó phânhủy sinh học trong nước thải thành các chất dễ phân hủy sinh học.

Một trong những kỹ thuật oxy hoá đã được sử dụng khá phổ biến trong xử lýnước thải (XLNT) là quá trình oxy hóa nâng cao với tác nhân Fenton (H2O2/Fe2+)trong một giai đoạn tách biệt, và có thể đứng trước hoặc đứng sau xử lý sinh học[107] Tuy nhiên, có thể nhận thấy rằng các nghiên cứu ứng dụng H2O2 nói chung

và tác nhân fenton (H2O2/Fe2+) nói riêng trong XLNT từ trước tới nay chủ yếu làquá trình oxy hóa riêng biệt, độc lập với quá trình xử lý sinh học Do đó, kết hợpđồng thời giữa H2O2 hay tác nhân Fenton với quá trình oxy hóa sinh học trong một

hệ thống là một hướng mới trong XLNT

Theo Eldik (2009), H2O2 có thể bị phân hủy tạo thành H2O và O2 theo phảnứng [1.1] [100] Ở điều kiện pH > 5 thì phản ứng [1.1] xảy ra càng nhanh [107]

Sự tạo thành O2 trong phản ứng trên là nguồn bổ sung oxy cho VSV, hỗ trợcho quá trình xử lý hiếu khí Do đó, có thể thấy trong quá trình xử lý NRR bằng hệthống sinh học hiếu khí có sự hỗ trợ của H2O2 thì H2O2 không những đóng vai tròquan trọng trong việc oxy hóa các HCHC bền vững có trong NRR, tạo điều kiệnthuận lợi cho quá trình xử lý sinh học bởi các VSV hiếu khí, mà còn là nguồn cungcấp O2 tăng cường cho quá trình trên Tuy nhiên, khả năng oxy hóa mạnh của H2O2cũng có thể đẩy nhanh quá trình phân hủy của bùn hiếu khí, đặc biệt trong XLNTcông nghiệp bằng phương pháp hiếu khí [22], [23] Do đó, nếu tăng nồng độ H2O2thì khả năng hoạt động hay hoạt tính của VSV (bùn) sẽ giảm Như vậy, H2O2 vừa cótác dụng tích cực và tiêu cực đối với quá trình hiếu khí Vì vậy, để kết hợp quá trình

xử lý sinh học hiếu khí với sự hỗ trợ của H2O2 cần phải nghiên cứu kỹ các ảnhhưởng của H2O2 đến quá trình hiếu khí, từ đó tìm ra được các điều kiện vận hành tốtnhất

Có thể nhận thấy rằng NRR thường có chứa Fe2+ với nồng độ khá lớn, có thể

sử dụng để thực hiện phản ứng Fenton khi chỉ thêm H2O2 Ngoài ra, lượng nhỏ H2O2còn dư khi phân hủy sẽ tạo thành O2, có thể sử dụng cho vi sinh vật (VSV) hiếu khí

Do đó, có thể nghĩ đến việc kết hợp bổ sung H2O2 vào quá trình oxy hóa sinh họchiếu khí để hỗ trợ, tăng cường cho xử lý sinh học theo kiểu không tiến hành giaiđoạn oxy hóa riêng Một số kết quả nghiên cứu sơ bộ cho thấy, H2O2 được bổ sungvào quá trình sinh học có tác dụng cải thiện hiệu quả xử lý COD và màu của NRR[7] Tuy nhiên, ảnh hưởng của H2O2 đối với quá trình sinh học như thế nào ở cácđiều kiện vận hành khác nhau (cách thức bổ sung H2O2, liều lượng H2O2, thời gianlưu trong bể sinh học, chế độ sục khí trong bể sinh học, tải trọng hữu cơ,….); hiệuquả hỗ trợ ở các khía cạnh khác nhau (xử lý màu, xử lý COD, tỷ lệ BOD5/CODnước thải sau xử lý, …) như thế nào cần phải được chứng minh bằng thực nghiệm.

Xuất phát từ các cơ sở nói trên, đề tài “Nghiên cứu quá trình oxy hóa sinh

học hiếu khí có sự hỗ trợ của H 2 O 2 xử lý các chất hữu cơ trong NRR” được hình

thành

2 Mục tiêu của đề tài

Mục tiêu chính của đề tài là đạt được sự kết hợp trực tiếp H2O2 vào quá trìnhsinh học hiếu khí để xử lý chất hữu cơ trong NRR Các mục tiêu cụ thể của đề tàibao gồm:

- Xác định được các điều kiện môi trường thích hợp mà hoạt tính oxy hóahiếu khí chất hữu cơ của bùn sinh học không bị ảnh hưởng bởi sự bổ sung H2O2

- Xác định được các điều kiện vận hành thích hợp cho hệ thống sinh học hiếukhí với lớp vật liệu đệm ngập nước (SAFB) có sự bổ sung trực tiếp H2O2 để xử lýcác chất hữu cơ trong NRR

- Đánh giá được khả năng xử lý NRR của bể phản ứng SAFB có sự bổ sungtrực tiếp H2O2 ở các tải trọng hữu cơ khác nhau

3 Ý nghĩa khoa học và ý nghĩa thực tiễn của đề tài

Ý nghĩa khoa học của đề tài: phát triển một dạng xử lý mới, kết hợp tác

nhân oxy hoá hóa học thân thiện môi trường trực tiếp vào quá trình oxy hóa sinhhọc hiếu khí có khả năng xử lý nước thải có tải trọng hữu cơ cao nói chung và NRRnói riêng

Ý nghĩa thực tiễn của đề tài: kết quả của đề tài là một tài liệu hữu ích đối

với công tác quản lý và phát triển bền vững môi trường, góp phần tìm ra phươngpháp xử lý hiệu quả NRR nói chung và NRR Thủy Phương nói riêng, nâng cao chấtlượng môi trường tại tỉnh Thừa Thiên Huế.

4 Cấu trúc luận văn

Ngoài phần mở đầu, kết luận, tài liệu tham khảo và phụ lục, Luận văn baogồm các chương với nội dung tóm tắt như sau:

Chương 1- Tổng quan tài liệu: giới thiệu tổng quan về xử lý nước thải bằng

quá trình sinh học hiếu khí và lọc sinh học hiếu khí với vật liệu ngập trong nước;giới thiệu tổng quan về H2O2 trong xử lý nước thải; giới thiệu tổng quan về NRR vàcác phương pháp xử lý NRR

Chương 2- Đối tượng, nội dung và phương pháp nghiên cứu: trình bày đối

tượng và phạm vi nghiên cứu của đề tài; các nội dung nghiên cứu của đề tài; mô tảcác phương pháp nghiên cứu được sử dụng trong đề tài

Chương 3- Kết quả và thảo luận: trình bày kết quả nghiên cứu và thảo luận

các kết quả nghiên cứu về đặc điểm của NRR Thủy Phương; các điều kiện môitrường thích hợp mà hoạt tính của bùn sinh học không bị ảnh hưởng bởi sự bổ sungH2O2 trong thí nghiệm dạng mẻ; các điều kiện vận hành thích hợp của bể SAFB có

sự bổ sung trực tiếp H2O2; khả năng xử lý NRR của bể phản ứng SAFB có sự bổsung trực tiếp H2O2 ở các tải trọng hữu cơ tăng dần; các đặc trưng của bùn trong bểSAFB

CHƯƠNG 1 TỔNG QUAN TÀI LIỆU

1.1 Tổng quan về xử lý nước thải (XLNT) bằng quá trình sinh học hiếu khí

1.1.1 Đối tượng và yêu cầu của nước thải trong xử lý sinh học hiếu khí

Quá trình xử lý sinh học hiếu khí là quá trình sử dụng các VSV để oxy hóacác chất bẩn có trong nước thải trong điều kiện có oxy Khi nước thải tiếp xúc vớiVSV và oxy trong bể phản ứng, VSV sinh trưởng và phát triển sinh khối nhờ cơchất có trong thành phần nước thải

Đối tượng xử lý chủ yếu của các quá trình sinh học hiếu khí là các chất hữu

cơ (BOD, COD) và các chất dinh dưỡng (N, P, )

Điều kiện đầu tiên và vô cùng quan trọng cho xử lý sinh học hiếu khí nóiriêng và xử lý sinh học nói chung là nước thải phải là môi trường sống của quần thểVSV phân hủy các chất hữu cơ có trong nước thải Muốn đảm bảo điều kiện nàynước thải phải [10]:{NOTE:Lương Đức Phẩm}

- Không có các chất độc làm chết hoặc ức chế hoàn toàn hệ VSV trong nướcthải Trong số các chất độc phải chú ý đến hàm lượng các kim loại nặng, mức độđộc hại của các kim loại nặng được xếp theo thứ tự:

Sb > Ag > Cu > Hg > Co ≥ Ni ≥Pb > Cr+3 > V ≥Cd > Zn > Fe

Muối của các kim loại này ảnh hưởng tới đời sống của VSV Nếu nồng độvượt quá giới hạn cho phép, các VSV không thể sinh trưởng được và có thể bị chết.Nếu nồng độ muối thấp hơn giới hạn, sẽ làm giảm tốc độ quá trình làm sạch nước

- Chất hữu cơ có trong nước thải phải là cơ chất, là nguồn cacbon và nănglượng cho VSV Các hợp chất hydratcacbon, protein, lipid hòa tan thường là cơ chấtrất tốt cho VSV

Thông thường tỷ lệ BOD/COD phải từ 0,5 trở lên mới có thể thích hợp cho

xử lý sinh học hiếu khí Nếu tỷ lệ này thấp, tức nước thải chứa chủ yếu xenlulozơ,hemixenlulozơ, protein, tinh bột chưa tan, thì phải qua xử lý sinh học kỵ khí

1.1.2 Hệ VSV trong xử lý hiếu khí

Trong các bể xử lý sinh học hiếu khí, các vi khuẩn đóng vai trò hàng đầu,

Pha tiềm phát

S

X

tPha sinh trưởngPha ổn định Pha nội sinh

chịu trách nhiệm phân hủy các thành phần hữu cơ trong nước thải [62]

1.1.2.1 Các sinh vật chức năng [31]

- Vi khuẩn (bacteria): đóng vai trò quan trọng hàng đầu trong chuyển hóa

chất thải (các chất hữu cơ, N, P, )

- Nấm (fungi): có khả năng phân hủy xenlulozơ.

- Động vật nguyên sinh (protozoa): sử dụng vi khuẩn và các chất hữu cơ làm

thức ăn Chúng hoạt động như những “tác nhân làm sạch” nước thải sau xử lý sinhhọc và có vai trò duy trì cân bằng quần thể

- Luân trùng (rotifer): sử dụng vi khuẩn và động vật nguyên sinh làm thức

ăn Đặc biệt, hiệu quả trong tiêu thụ các vi khuẩn và các hạt không lắng

- Tảo (algae): đóng vai trò quan trọng trong các hồ hiếu khí và tuy nghi do

khả năng sinh oxy, đồng thời làm giảm N và P bởi quang tổng hợp

1.1.2.2 Các vi khuẩn hiếu khí

Các vi khuẩn có mặt trong bùn hoạt tính thuộc các chi Pseudomonas, Zoogloae, Achromobater, Flavobacterium, Norcardia, Beggiatoa, Bdellovibrio, Mycrobacterium, Sphaerorilus, Thiothrix, Lethiothrix, Geotrichum và cả hai chi Nitrosomonas và Nitrobacter [62]

Tùy thuộc vào điều kiện bên trong cũng như bên ngoài của nước thải, cácnhóm VSV tồn tại trong bùn sẽ khác nhau Chúng có khả năng thích ứng với điềukiện sống mới Thành phần nước thải thay đổi sẽ làm thay đổi thành phần về chủngloại, tăng hoặc giảm số lượng từng loài trong quần thể VSV của bùn hoạt tính [10]

1.1.2.3 Đặc điểm sinh trưởng của vi khuẩn hiếu khí

Các vi khuẩn nói chung và vi khuẩn hiếu khí nói riêng có thể sinh sản bằngcách đâm nhánh hay sinh sản hữu tính nhưng chủ yếu là chia đôi Trong điều kiện

nuôi cấy gián đoạn, sự sinh trưởng của vi khuẩn trải qua 4 pha: pha tiềm phát (lag), pha sinh trưởng (log), pha ổn định và pha nội sinh [10].

Hình 1.1 Đường biểu diễn lượng cơ chất (S) và sinh khối (X) theo thời gian (t)

trong hệ nuôi cấy gián đoạnKhi có sự phát triển quá mức của các loại vi khuẩn dạng sợi trong bùn hoạttính sẽ làm cho bùn có dạng khối Bùn tạo khối do vi khuẩn dạng sợi sẽ ảnh hưởngđến khả năng lắng và hoạt tính của bùn Nguyên nhân dẫn đến hiện tượng có thể làdo: sự thay đổi về thành phần và nhiệt độ của nước thải, nồng độ cơ chất, hàmlượng oxy hòa tan, tỷ lệ các chất dinh dưỡng, pH, lượng bùn, [10], [31], [62]

VSV dạng sợi là loại có sức sống dai trong hoàn cảnh môi trường khắcnghiệt, thiếu thốn, vì vậy hiện tượng bùn khó lắng thường xảy ra trong điều kiệnthiếu cơ chất hoặc oxy [1]

Ngoài ra, một trong những nguyên nhân khác làm cho bùn khó lắng trongXLNT là do nước thải thiếu nguồn dinh dưỡng nitơ, photpho Do đó, khi cân bằngdinh dưỡng cho VSV trong nước thải cần phải quan tâm tới tỷ lệ BOD5:N:P Tỷ lệnày được đề xuất là 100:5:1 đối với các công trình hiếu khí tích cực và 200:5:1trong trường hợp hiếu khí dài ngày [10]

1.1.2.4 Các yếu tố ảnh hưởng đến sự sinh trưởng của VSV trong xử lý hiếu khí

- Nhiệt độ: nhiệt độ tối ưu cho sự sinh trưởng và phát triển của mỗi VSV làkhác nhau, nhiệt độ tối ưu đối với vi khuẩn ưa lạnh là 12 - 180C, đối với vi khuẩn ưanhiệt trung bình là 25 - 400C, đối với vi khuẩn ưa nóng là 55 - 650C [54], [62]

- pH: hầu hết vi khuẩn không phát triển được khi pH > 9,5 và pH < 4, khoảng

pH tối ưu cho vi khuẩn sinh trưởng và phát triển là 6,5 - 7,5 [54], [62]

- Oxy: đối với các VSV hiếu khí, nguồn oxy là một yếu tố cực kỳ quan trọng,chúng rất cần thiết cho VSV hô hấp Để đảm bảo cho VSV sinh trưởng và phát triển

Các chất bẩn hữu cơ và các chất dinh dưỡng trong nước thải

Các quá trình sinh hóa của vi sinh vật

Nước sạch Tế bào và các chất trơ

tốt cần phải cung cấp oxy cho chúng đầy đủ và liên tục Thông thường, nồng độ oxytrong các bể sinh học hiếu khí không nhỏ hơn 2mg/L[54], [62]

- Nguồn cacbon và năng lượng: các VSV muốn tổng hợp tế bào mới, chúngcần phải có nguồn cacbon và năng lượng Các vi khuẩn sử dụng nguồn cacbon hữu

cơ được gọi là vi khuẩn dị dưỡng, còn các vi khuẩn sử dụng nguồn cacbon từ CO2được gọi là vi khuẩn tự dưỡng Các vi khuẩn sử dụng nguồn năng lượng từ ánh sángđược gọi là vi khuẩn quang năng, trong khi đó các vi khuẩn sử dụng nguồn nănglượng từ phản ứng hóa học được gọi là vi khuẩn hóa năng [54], [62]

- Nguồn dinh dưỡng: để VSV sinh trưởng và phát triển, cần phải cung cấpcho chúng các chất dinh dưỡng cần thiết như: N, P, S, K, Mg, Ca, Fe, Na, Cl và cácnguyên tố vi lượng: Zn, Mn, Mo, Se, Co, Cu, Ni Nếu thiếu các chất dinh dưỡngnày, quá trình sinh trưởng và phát triển của VSV sẽ bị kìm hãm [54], [62]

- Ngoài các yếu tố trên, sự có mặt của các chất độc và ức chế như kim loạinặng, thuốc trừ sâu, CN-, S2-, …, các chất có tính oxy hóa mạnh như ozon, clo,H2O2, … có thể ức chế hoặc tiêu diệt các VSV trong quá trình sinh học hiếu khi[10]

1.1.3 Quá trình chuyển hóa chất thải trong xử lý sinh học hiếu khí

Hình 1.2 Quá trình chuyển hóa chất thải trong xử lý sinh học hiếu khí

Khi đưa nước thải vào công trình xử lý sinh học trong điều kiện hiếu khí, các

chất bẩn hữu cơ ở trạng thái hòa tan, keo và không hòa tan phân tán nhỏ sẽ đượchấp phụ lên bề mặt tế bào vi khuẩn Sau đó chúng được chuyển hóa và phân hủynhờ vi khuẩn Sự chuyển hóa các chất hữu cơ (đặc trưng bằng BOD) và các chấtdinh dưỡng nhờ vi khuẩn hiếu khí được biểu diễn ở hình 1.2 [6].

Quá trình trên được biểu diễn theo các phương trình phản ứng sau [62]:

- Oxy hóa và tổng hợp tế bào:

[COHNS] + O2 + các chất dinh dưỡng

CO2 + NH3 + C5H7O2N + các sản phẩm khác[1.2]

- Hô hấp nội sinh:

C5H7O2N + 5O2 5CO2 + NH3 + H2O + năng lượng [1.3] Khi môi trường cạn nguồn cacbon hữu cơ, các loại vi khuẩn nitrit hóa

(nitrosomonas) và nitrat hóa (nitrobacter) thực hiện quá trình nitrat hóa qua 2 giai

đoạn:

2NH4 + 3O2 2NO2- + 4H+ + 2H2O [1.4]2NO2 + O2 2NO3- [1.5]NH4 + 2O2 NO3- + 2H+ + H2O [1.6]Trong quá trình xử lý hiếu khí, xảy ra đồng thời hai quá trình oxy hóa độc lậpcủa VSV dị dưỡng và tự dưỡng, cả hai quá trình trên đều có nhu cầu sử dụng oxy.Ngoài phần nhu cầu dinh dưỡng (N, P, K, vi lượng) khá giống nhau, hai loại VSVtrên sử dụng dạng cacbon khác nhau làm cơ chất: cacbon hữu cơ đối với VSV dịdưỡng, cacbon vô cơ đối với VSV tự dưỡng [1]

1.1.4 Phân loại xử lý sinh học hiếu khí

Hệ thống xử lý sinh học hiếu khí thông thường bao gồm 2 dạng:

- Các quá trình xử lý ở thể lơ lửng: có thể là các hồ hiếu khí hay bùn hoạttính [101] VSV sinh trưởng và phát triển thành các bông cặn bùn hoạt tính ở trạngthái lơ lửng trong các bể xử lý sinh học Quá trình sinh trưởng thể lơ lửng bùn hoạttính thường được áp dụng rộng rãi để XLNT sinh hoạt với hiệu suất khá cao [10]

- Các quá trình xử lý thể bám dính: có thể là hệ thống lọc sinh học hay đĩa

Vi khuẩn Chất hữu cơ

Tế bào

vi khuẩn mới

Vi khuẩn

Nitrosomonas Nitrobacter

Màng sinh học Khối chất lỏng KhíVật liệu bám Lớp màng nền Lớp màng bề mặt

quay sinh học [100] Các VSV chịu trách nhiệm phân hủy các chất hữu cơ và pháttriển thành màng dính, gắn kết vào vật liệu trơ như đá, xỉ, gỗ, sành sứ, chất dẻo[10]

1.2 Lọc sinh học hiếu khí với vật liệu ngập trong nước

1.2.1 Sự sinh trưởng dính bám - màng sinh học (biofilm)

Màng sinh học là tập hợp các VSV, chủ yếu vi khuẩn, có thể là hiếu khí, kỵkhí và tùy nghi Các vi khuẩn hiếu khí tập trung ở phần lớp ngoài của màng sinhhọc Ngoài ra, quần thể VSV trong màng sinh học còn có mặt động vật nguyên sinh

và một số sinh vật khác ở bậc dinh dưỡng cao hơn (tảo, giun, ấu trùng, ốc sên, )[10] Động vật nguyên sinh sử dụng các chất hữu cơ và sinh khối vi khuẩn làm thức

ăn, chúng đóng vai trò là một tác nhân làm sạch và duy trì sự cân bằng quần thểVSV trong màng Chính vì vậy lượng bùn thải từ các hệ thống lọc sinh học ít hơnnhiều so với hệ thống bùn hoạt tính [10] Các loài tảo bên cạnh ưu điểm cung cấpoxy từ sự quang hợp, có nhược điểm là gây tắc nghẽn bề mặt lọc và sinh mùi

Hình 1.3 Cấu tạo của một màng sinh học [35]

Sau một thời gian hoạt động, màng sinh học dày lên Các chất hữu cơ trướchết bị phân hủy bởi VSV hiếu khí Sau khi thấm sâu vào màng, nước thải hết oxyhòa tan và sẽ chuyển sang quá trình phân hủy chất hữu cơ bởi VSV kỵ khí Khi các

Lớp vật liệu ngập nước

Hệ thống phân phối khí

chất hữu cơ có trong nước thải cạn kiệt, VSV ở màng sinh học sẽ chuyển sang hôhấp nội bào và khả năng kết dính giảm, màng dần dần bị vỡ và bị cuốn theo nướcthải Hiện tượng này gọi là “tróc màng” Sau đó, lớp màng mới xuất hiện, và chutrình xử lý tiếp diễn

Phương pháp xử lý sinh học với VSV sinh trưởng dính bám tạo lớp màngsinh học có nhiều ưu điểm so với quá trình sinh học thể lơ lửng như: hoạt động ổnđịnh, lượng bùn tạo ra ít, ít nhạy cảm với sự thay đổi chế độ thủy lực và tải trọngchất hữu cơ, chống chịu tốt với chất độc và hiệu quả xử lý cao Ngoài ra, phươngpháp xử lý này có chi phí hoạt động nhỏ hơn so với quá trình bùn hoạt tính và thíchhợp với quy mô xử lý nhỏ, phân tán [59]

Các hệ thống xử lý sinh học hiếu khí theo nguyên tắc dính bám phổ biếngồm lọc nhỏ giọt (trickling filter) và đĩa quay tiếp xúc (RBC: Rotatory BiologicalContactor) Vật liệu bám cho VSV trong các bể lọc nhỏ giọt có thể là sỏi, đá dăm, xỉ

lò, gỗ, plastic dạng mảnh, dạng ống hay khối đúc hình dạng bất kỳ Vật liệu lọc lýtưởng là vật liệu có bề mặt riêng lớn, rẻ tiền, độ bền cao, không gây tắc nghẽn

1.2.2 Quá trình lọc sinh học hiếu khí với lớp vật liệu ngập trong nước

Trong thập kỷ cuối thế kỷ XX, hệ

thống lọc sinh học có lớp vật liệu ngập nước

đã được sử dụng ở Pháp, Mỹ và Úc với công

suất đến 40.000 m3/ngày để XLNT đô thị và

nước thải công nghiệp thực phẩm [10]

Về mặt cơ chế xử lý, phương pháp này

tương tự lọc sinh học nhỏ giọt với VSV sinh

trưởng dính bám tạo lớp màng sinh học

Điểm khác biệt ở đây là sự tiếp xúc giữa VSV

với nước thải Trong phương pháp này, vật

liệu bám với VSV được đặt ngập chìm trong

nước thải cần xử lý thay cho nước thải chỉ

chảy qua lớp vật liệu như lọc nhỏ giọt Quá trình này có các tên gọi khác nhau như

SAFB (Submerged Aerated Fixed Bed) hoặc ASFF (Aerated Submerged FixedFilm) Hình 1.4 mô tả cấu tạo một bể xử lý sinh học với vật liệu ngập trong nướcđiển hình Trong đó, chiều của dòng khí được bố trí chảy ngược từ dưới lên, chiềucủa dòng nước có thể cùng hoặc ngược chiều với dòng khí.

Vật liệu bám được cố định thành tầng lọc hoặc có khả năng dịch chuyển.Bảng 1.1 tóm tắt một số đặc điểm của

các vật liệu bám dùng trong kỹ thuật

lọc ngập nước Điểm đáng chú ý là

vật liệu bám dùng cho tất cả các hệ thống lọc ngập nước đều có diện tích bề mặtriêng lớn và lớn hơn nhiều so với diện tích bề mặt riêng của các loại vật liệu bámdùng trong các bể lọc nhỏ giọt và đĩa quay sinh học Đó cũng là lý do khiến chochúng có khả năng mang sinh khối nhiều hơn [35]

Bảng 1.1 Một số đặc điểm của vật liệu bám trong kỹ thuật lọc ngập nước [35]

Đặc điểm Vật liệu Kích thước, mm Bề mặt riêng, m 2 /m 3

Lọc ngập nước có sục khí có thể thiết kế để xử lý BOD, oxy hóa amoni haykhử nitrat và thậm chí có thể xử lý cả ba thành phần nêu trên Tốc độ dòng nước,khí, nồng độ oxy và độ kiềm thấp sẽ hạn chế dòng khuếch tán trong màng sinh học

và vì vậy sẽ làm giảm hiệu suất xử lý [1] Ngoài ra, các yếu tố khác cũng ảnh hưởngđến hiệu suất của quá trình lọc sinh học với vật liệu ngập nước như tải trọng thủy

Hình 1.4 Cấu tạo một bể xử lý sinh

học với vật liệu ngập nước [104]

lực, dòng cơ chất và tải trọng bề mặt, thời gian lưu bùn [35].

1.3 Tổng quan về H 2 O 2 trong XLNT

1.3.1 Ứng dụng của H 2 O 2 trong XLNT

H2O2 là một hợp chất hóa học được phát hiện lần đầu tiên vào năm 1818 bởinhà bác học Thenard L.J thông qua phản ứng giữa BaO2 và axit HCl H2O2 đượcứng dụng trong nhiều lĩnh vực khoa học bởi nó có ưu điểm là rẻ, dễ kiếm và khôngđộc Hiện nay, trong công nghiệp, người ta sản xuất H2O2 từ nước và oxy H2O2được xem là một tác nhân tẩy rửa mạnh nên được ứng dụng để tẩy bột gỗ thô, cácloại chất liệu cotton thô, trong giặt khô, khử trùng vết thương, tẩy rửa các vật dụng

cá nhân thông thường, loại các chất độc như cyanua, phenol, các dẫn xuất củabenzen và chiết xuất các kim loại từ quặng và các chất thải [100]

Nhờ hoạt tính oxy hóa mạnh của H2O2 mà nó có thể oxy hóa sunfit và cácchất ô nhiễm độc hại khác có trong nước thải công nhiệp Mặt khác, H2O2 có thểloại bỏ các ion sắt và crom của nước thải công nghiệp sản xuất kim loại Nó cũngđược ứng dụng để XLNT trong các ngành công nghiệp giấy và dệt [22] H2O2thường được ứng dụng trong XLNT như một tác nhân oxy hóa nâng cao và thườngđược kết hợp với một hay một số tác nhân khác để tăng cường quá trình oxy hóanhư H2O2/UV, H2O2/O3, H2O2/Fe2+, H2O2/Fe2+/UV, H2O2/TiO2/UV Trong các tácnhân XLNT có sự tham gia của H2O2 thì tác nhân Fenton được áp dụng khá phổbiến bởi vì quá trình Fenton đơn giản, hóa chất rẽ, dễ kiếm và không độc, hiệu quảXLNT của chúng tương đối cao [16], [67] Trong đó, đáng chú ý là ứng dụng để xử

lý những loại nước thải có hàm lượng COD và độ màu cao như nước rỉ rác (NRR)

1.3.2 Tác nhân Fenton

Một trong những tác nhân oxy hóa được nghiên cứu khá đầy đủ của quá trìnhoxy hóa nâng cao là tác nhân Fenton Năm 1894, Fenton J.H đã công bố công trìnhnghiên cứu về phản ứng malic bằng H2O2 được gia tăng mạnh khi có mặt các ionsắt Về sau, tổ hợp Fe2+/H2O2 (tác nhân Fenton) được sử dụng rộng rãi trong XLNTchứa các HCHC 40 năm sau, Haber và Weiss (1934) đã xác định tác nhân oxy hóatrong phản ứng Fenton chính là gốc .OH Phản ứng Fenton tổng quát được biểu diễn

như sau:

MII + H2O2 → MIII + .OH + OH- [1.7]

M: kim loại chuyển tiếp (Fe, Cu, )

Cơ chế của phản ứng Fenton cho đến nay vẫn còn tranh cãi Tuy nhiên, đốivới trường hợp Fe2+, những phản ứng diễn ra trong quá trình Fenton và hằng số tốc

độ các phản ứng này đã được tổng hợp tại bảng 1.2 bởi Sychev và Isak (1995)

Bảng 1.2 Các phản ứng chủ yếu trong quá trình Fenton [93]

Fe2+ + .O2H → Fe3++ O2H

-1,2.107

Fe3+ + .O2H → Fe2+ + O2 + H+

2,0.103Những phản ứng ở bảng 1.2 chứng tỏ sắt đóng vai trò là chất xúc tác Quátrình khử Fe3+ thành Fe2+ xảy ra chậm, hằng số tốc độ phản ứng rất nhỏ (k ≤ 3.10-3),

vì vậy sắt tồn tại sau phản ứng chủ yếu là dạng Fe3+

Theo Walling C (1975), gốc tự do .OH sinh ra có khả năng phản ứng với

Fe2+ và H2O2, nhưng quan trọng nhất là có khả năng phản ứng với nhiều chất hữu cơ(RH), hình thành các gốc hữu cơ có khả năng phản ứng cao, từ đó sẽ phát triển tiếptục theo kiểu dây chuỗi [12]

.O2H + Fe2+ → HO2- + Fe3+

.O2H + Fe3+ → H+ + O2 + Fe2+ [1.14]

[1.15]

1.3.3 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình Fenton

Đã có một số nghiên cứu về các yếu tố ảnh hưởng cũng như động học củaquá trình Fenton: ảnh hưởng của pH [87], nồng độ sắt và H2O2 [81], nồng độ chất ônhiễm [80], nhiệt độ [85] và sự có mặt của các tác nhân tiêu thụ gốc .OH [49]

* Ảnh hưởng của pH

Tác nhân Fenton đạt hiệu quả oxy hóa tối ưu ở dãy pH = 2 - 4 [41], [45],[51], [67], [74], [75], [91] Trường hợp pH > 4, hiệu quả của quá trình oxy hóa giảmnhanh vì Fe2+ không ổn định và dễ dàng chuyển thành Fe2+, tạo thành sắt hydroxit.Mặt khác, trong điều kiện pH tăng, H2O2 sẽ giảm hoạt tính do sự phân hủy củachúng để tạo thành oxy và nước [30], [33], [67] Vì vậy, để tăng hiệu quả của cácquá trình, cần phải axit hóa nguồn nước thải Đó là một trở ngại lớn trong việc ápdụng quá trình Fenton trong XLNT

* Ảnh hưởng của H 2 O 2

Tốc độ phản ứng tăng khi tăng nồng độ H2O2 do sự tạo thành nhiều gốc .OH.Tuy nhiên, lượng dư H2O2 có thể tương tác với gốc .OH theo phản ứng [1.16], làmgiảm hiệu quả của quá trình

* Ảnh hưởng của Fe 2+

Tương tự H2O2, Fe2+ cũng là tác nhân bắt gốc .OH (theo phản ứng [1.17]) khinồng độ của nó quá cao Nồng độ H2O2 và tỷ lệ [Fe2+]:[H2O2] có ảnh hưởng đến sựhình thành và sự “tiêu diệt” gốc .OH, vì thế sẽ tồn tại một tỷ lệ [Fe2+]:[H2O2] tối ưu

Tỷ lệ tối ưu này nằm trong khoảng biến động rộng tùy theo đối tượng xử lý [12],[107] Theo kết quả nghiên cứu của James (2000) cho thấy, hiệu quả xử lý tăng khităng tỷ lệ [H2O2]: [Fe2+], tuy nhiên tỷ lệ [H2O2]: [Fe2+] = 3 là tối ưu nhất [41]

Fe2+ + .OH → Fe3+ + OH- [1.17]

* Ảnh hưởng của các ion vô cơ

Những ion như CO32-, HCO3-, Cl- đều có thể bắt các gốc .OH, một số nhómkhác như SO42-, NO3-, H2PO4- có khả năng liên kết tạo phức bền với Fe3+, làm cho

hiệu quả của quá trình Fenton giảm đi.

Một số phản ứng đặc trưng của các ion vô cơ và gốc .OH [12]:

* Ảnh hưởng của nhiệt độ

Ảnh hưởng của nhiệt độ đến hiệu quả của quá trình Fenton cũng đã đượcnghiên cứu Ở khoảng nhiệt độ từ 13 - 370C, hiệu suất loại COD của NRR tăng khinhiệt độ tăng Tuy nhiên, ở nhiệt độ cao hơn sẽ diễn ra sự phân hủy H2O2, nênkhông làm tăng hiệu quả loại COD [109]

1.3.4 Sử dụng kết hợp H 2 O 2 với xử lý sinh học

Có thể nhận thấy rằng các nghiên cứu ứng dụng H2O2 nói chung và tác nhânfenton (H2O2/Fe2+) nói riêng trong XLNT từ trước tới nay chủ yếu là quá trình oxyhóa riêng biệt, độc lập với quá trình xử lý sinh học Do đó, kết hợp đồng thời giữa

H2O2 hay tác nhân Fenton và oxy hóa sinh học trong một hệ thống là một hướngmới trong XLNT

Hiệu quả của các quá trình xử lý sinh học hiếu khí phụ thuộc vào rất nhiềuyếu tố, và nồng độ oxy hòa tan là một trong những yếu tố có ảnh hưởng rất lớn đếnhiệu quả xử lý của các quá trình xử lý sinh học hiếu khí Thông thường, nồng độoxy trong các bể sinh học hiếu khí không nhỏ hơn 2mg/L [54], [62] Phương phápcung cấp oxy hòa tan cho các bể sinh học hiếu khí truyền thống là sử dụng các thiết

bị cấp khí cơ học Phương pháp này có nhược điểm là phải đòi hỏi đầu tư và bảodưỡng trang thiết bị cũng như cung cấp năng lượng Mặt khác, hiệu suất chuyển hóaoxy từ pha khí vào pha lỏng cũng hạn chế Trong những năm qua, đã có một sốnghiên cứu thử nghiệm sử dụng H2O2 như một nguồn cung cấp oxy cho quá trìnhbùn hoạt tính [Houtmeyers, J et.al 1977; A L Tarasov, 2004]

Theo Eldik (2009), H2O2 có thể bị phân hủy tạo thành H2O và O2 theophương trình [1.20] với nhiệt phân hủy của phản ứng là - 98.3 kJ/mol [98] Ở điềukiện pH > 5 thì phản ứng [1.20] xảy ra càng nhanh [105].

2H2O2 2H2O + O2 [1.20]Các enzyme xúc tác cho phản ứng trên là các chất xúc tác tự nhiên, chúng cómặt trong bùn hoạt tính và được sinh ra bởi hầu hết các vi sinh vật hiếu khí Phảnứng [1.20] diễn ra rất nhanh, nên oxy được tạo ra sẽ được cung cấp sẵn cho các visinh vật hiếu khi sử dụng ngay lập tức [Houtmeyers, J et.al 1977; A L Tarasov]

Theo lý thuyết, cần phải cung cấp 216 g H2O2 (100%) để tạo ra 1 mg/L DO

Sự tạo thành O2 trong phản ứng trên là nguồn bổ sung oxy cho VSV, hỗ trợ quátrình xử lý hiếu khí Do đó, có thể thấy trong quá trình xử lý NRR bằng hệ thốngsinh học hiếu khí có sự hỗ trợ của H2O2 thì H2O2 không những đóng vai trò quantrọng trong việc oxy hóa các HCHC bền vững có trong NRR, tạo điều kiện thuận lợicho quá trình xử lý sinh học bởi các VSV hiếu khí, mà còn là nguồn cung cấp O2

tăng cường cho quá trình trên

Tuy nhiên, khả năng oxy hóa mạnh của H2O2 cũng có thể đẩy nhanh quátrình phân hủy của bùn hiếu khí, đặc biệt trong XLNT công nghiệp bằng phươngpháp hiếu khí [20], [21] A L Tarasov (2004) đã nghiên cứu ảnh hưởng của H2O2đến Pseudomonas and Rhodococcus, kết quả cho thấy, khi nồng độ H2O2 = 100 -

200 μg/ml thì H2O2 đã có những tác động nhất định đến các vi khuẩn này, điều nàythể hiện bởi pha lag bị kéo dài hơn so với bình thường 2 - 3 ngày Khi nồng độ H2O2

vượt quá 320 μg/ml thì các vi khuẩn này ngừng phát triển Kết quả nghiên cứu cũngcho thấy, ngoài ảnh hưởng của nồng độ H2O2, sự phát triển của vi khuẩn cũng bị hạn

chế khi nồng độ oxy hòa tan vượt quá 100 μg/ml Do đó, có thể thấy nếu tăng nồng

độ H2O2 thì khả năng hoạt động hay hoạt tính của VSV (bùn) sẽ giảm Như vậy,

H2O2 vừa có tác dụng tích cực và tiêu cực đối với quá trình hiếu khí Vì vậy, để kếthợp quá trình xử lý sinh học hiếu khí với sự hỗ trợ của H2O2 cần phải nghiên cứu kỹcác ảnh hưởng của H2O2 đến quá trình hiếu khí, từ đó tìm ra được các điều kiện vận

Enzyme xúc tác

hành tốt nhất.

1.4 Nước rỉ rác

1.4.1 Khái niệm

NRR được khái quát theo nhiều cách khác nhau, tiêu biểu như:

- NRR là nguồn nước thải hình thành từ các BCL rác sinh hoạt, có đặc thùriêng do tính “dang dở” về mặt phân hủy [1]

- NRR là nước bẩn thấm qua lớp rác của các ô chôn lấp, kéo theo các chất ônhiễm từ rác chảy vào tầng đất dưới BCL [9]

- NRR là loại nước thải được phát sinh trong quá trình xử lý CTR bằngphương pháp chôn lấp, trong đó có sự hòa tan của các tác nhân ô nhiễm [70]

- NRR là chất lỏng thấm qua hoặc hình thành từ CTR và chứa các chất hòatan, các chất lơ lửng và các chất trộn lẫn khác từ nguồn rác thải [78]

- NRR là nước thải được hình thành từ quá trình lắng đọng, chảy tràn bề mặt

và sự thấm qua hoặc xâm nhập của nước ngầm vào BCL [102]

1.4.2 Nguồn gốc phát sinh NRR

Lượng nước có sẵn trong rác thải không lớn, trong quá trình vận hành BCL,lượng NRR tạo ra nhiều là do nước thấm vào các ô chôn lấp rác theo một số conđường như sau:

- Nước mưa chảy tràn thấm vào các ô chôn lấp;

- Nước mưa thấm qua lớp phủ trên hay rơi trực tiếp vào các ô chôn lấp;

- Mực nước ngầm có thể dâng lên thấm vào ô chôn lấp;

- Nước hình thành từ các phản ứng sinh hóa phân hủy CTR;

- Ngoài ra, còn có các nguồn gốc khác như nước thấm vào các vách của ôchôn lấp, nước từ các khu vực khác thấm vào BCL

Trong số các nguồn trên, NRR hình thành chủ yếu do nước mưa thấm qua vàchảy tràn chiếm trên 70%, từ độ ẩm của rác chỉ chiếm dưới 30% Như vậy, việcthiết kế và vận hành BCL đúng kỹ thuật sẽ giảm thiểu được lượng NRR phát sinh

Sự có mặt của NRR vừa có tính tích cực, lẫn tiêu cực với hoạt động của BCL Nướcrác cần cho các quá trình phân hủy hóa học và sinh học xảy ra trong BCL Tuy

nhiên, nước rác có thể thấm vào nước ngầm hoặc trộn lẫn với nước mặt gây ô nhiễmđất, nước ngầm và nước mặt [9].

Ở một khía cạnh khác, các yếu tố như: khí hậu, địa hình, thủy văn, địa chấtđều có ảnh hưởng đến sự di chuyển của NRR và sự nhiễm bẩn nguồn nước ngầm

1.4.3 Đặc điểm của NRR

Trong quá trình vận hành, BCL CTR thường được thiết kế sao cho có thể đápứng trong vài thập kỷ, với nhiều ô chôn lấp Do đó, BCL chứa các chất thải có độtuổi khác nhau với các giai đoạn phân hủy khác nhau, tạo ra NRR có thành phần vànồng độ khác nhau Theo Pohland và Harper (1986), có thể chia BCL “trưởngthành” lần lượt thành 5 pha khác nhau (hình 1.5)

Pha

COD pH

Các kim loại Thời gian

Hình 1.5 Đặc trưng cơ bản của NRR ở các pha khác nhau theo thời gian.

1 Pha khởi động (initial adjustment phase): sau khi CTR được đổ vào BCL,

hình thành quá trình PHSH hiếu khí các HCHC Lớp đất phủ hàng ngày là nguồncung cấp VSV phục vụ cho sự phân hủy

2 Pha chuyển hóa (transition phase): không khí không vào được bên trong

BCL là điều kiện rất thuận lợi cho sự phân hủy kỵ khí diễn ra Khi NRR được tạothành, pH bắt đầu giảm do sự có mặt của các axit hữu cơ và CO2, đó là các sảnphẩm từ hoạt động phân hủy kỵ khí của VSV

3 Pha axit (acid phase): trong pha này, tốc độ chuyển hóa tạo thành các axit

hữu cơ diễn ra nhanh chóng Kết quả là pH của NRR giảm đi nhanh chóng, hìnhthành khí H2, cả nhu cầu oxy sinh hóa (BOD5) và nhu cầu oxy hóa học (COD) đều

tăng Môi trường pH thấp đã tạo điều kiện cho quá trình hòa tan các chất vô cơ nhưcác kim loại diễn ra, làm tăng độ dẫn điện và tổng các chất rắn hòa tan (TDS).

4 Pha lên men tạo mêtan (methane fementation phase): ở pha này, các VSV

chuyển hóa các axit hữu cơ thành CH4 và CO2 Do các chất hữu cơ đã được tiêu thụnên pH bắt đầu tăng cho đến khoảng trung tính, các thành phần khác như BOD5,COD, độ dẫn và các kim loại giảm

5 Pha già hóa (maturation phase): giai đoạn của pha này bắt đầu khi quá

trình PHSH các chất gần như đã chuyển hóa thành CH4 và CO2 NRR hình thànhchứa ít lượng tác nhân ô nhiễm và tỷ lệ BOD5/COD rất thấp.Thành phần và nồng độcác chất ô nhiễm của NRR phụ thuộc vào nhiều yếu tố như: loại CTR được chônlấp, quy mô BCL, thời tiết, độ ẩm và tuổi của BCL, [15], [77], [107] Nhìn chung,NRR là nước thải có độ ổn định về thành phần rất thấp, rất khó xử lý, thường chứalượng lớn các chất ô nhiễm hữu cơ và vô cơ [107] Một số đặc điểm NRR phát sinh

từ quá trình phân hủy CTR đô thị được tổng hợp ở bảng 1.3

Các đặc trưng của NRR thường được đại diện bởi các thông số cơ bản nhưCOD, BOD, tỷ lệ BOD/COD, pH, SS, NH3-N, TKN, kim loại nặng [75] Trong đó,BOD5 và COD là hai thông số thường được sử dụng nhiều nhất trong khảo sát vàđánh giá hàm lượng chất hữu cơ trong nước thải nói chung và NRR nói riêng.Thông thường, NRR từ các BCL “trẻ” (1-2 năm) có COD thường dao động trongmức rất lớn (3.000 - 60.000 mg/L), tỷ lệ BOD5/COD > 0,6 Khi tuổi của BCL tăng,giá trị COD dao động ở mức thấp hơn (5.000 - 20.000 mg/L), tỷ lệ BOD5/COD <0,3 Do đó, khả năng bị phân hủy sinh học thấp thường thấy ở các BCL già (>10năm) [24], [41], [98]

Bảng 1.3 Đặc điểm NRR phát sinh từ quá trình phân hủy CTR đô thị [98]

Thông

Khoảng biến động

Thông

Khoảng biến động

pH

Độ kiềm

Độ cứng

mg-CaCO3/Lmg-CaCO3/L

-4,5 - 9

300 - 11.500

0 - 22.800

P-tổngKaliNatri

mg/Lmg/Lmg/L

0,1 - 30

10 - 2.500

50 - 4.000

50 - 5.000

CanxiMagiêManganSO42-TDSTSSKẽmĐồngChì

mg/Lmg/Lmg/Lmg/Lmg/Lmg/Lmg/Lmg/Lmg/L

10 - 250

40 - 1.1500,03 - 65

20 - 1.750

0 - 42.300

6 - 2.7000,03 - 120

4 - 1.400

8 - 1.020Trong số các HCHC tồn tại trong NRR, các chất hữu cơ có khối lượng phân

tử lớn với cấu trúc phức tạp như các phthalat ete, các chất thơm, sulphonate,hydrocacbon chứa clo, phenol, … có nồng độ ngày càng cao sẽ gây ức chế đến hoạtđộng của VSV Bên cạnh đó, trong NRR, NH4+ thường có mặt ở mức độ rất cao, cóthể lên đến 3.000 mg/L [1] Ngoài ra, trong NRR còn có mặt nhiều ion khác như Cl-,SO42-, PO43-, Ca2+, Mg2+, Fe2+ và các ion kim loại nặng Nồng độ các thành phầnchính như BOD5, COD, N-NH4 , TSS, … có trong NRR lớn hơn hàng chục lần sovới nước thải đô thị [32]

NRR phát sinh từ khu chôn lấp CTR Thủy Phương, tỉnh Thừa Thiên Huế cóđặc điểm: tỷ lệ BOD5/COD ~ 0,13, pH ~ 8 và đang trong giai đoạn “già” hóa Do

đó, hiệu quả xử lý NRR bằng hệ thống hồ sinh học ở đây không cao [13] Vì vậy,phương pháp xử lý hóa lý sẽ là phương pháp thích hợp và có thể hỗ trợ cho phươngpháp sinh học [24], [41], [98] Kết quả so sánh một số đặc điểm của NRR ThủyPhương với đặc điểm chung của NRR ở các BCL “trẻ” (< 2 năm) và “già” (>10năm) được trình bày ở bảng 1.4

Bảng 1.4 Đặc điểm của NRR Thủy Phương so với đặc điểm chung của NRR [13], [41]

1.650 - 7.5200,13

3.000 - 60.000

> 0,6

10 - 800

1.5 Xử lý NRR

Các công nghệ xử lý NRR có thể được phân chia thành 4 nhóm chính nhưsau: 1- tuần hoàn NRR để giảm mức độ ô nhiễm khi phát sinh; 2- kết hợp xử lýcùng nước thải sinh hoạt; 3- xử lý hóa học, hóa-lý; 4- xử lý sinh học

1.5.1 Tuần hoàn NRR

Tuần hoàn NRR là một phương pháp sử dụng khá phổ biến trong những thập

kỷ trước, bởi vì phương pháp này đơn giản và có chi phí thấp [77] Phương phápnày đã được Rodriguez (2000) nghiên cứu tuần hoàn NRR trong một nhà máy cóCOD đầu vào 716 - 80.000 g/L, kết quả cho thấy, hiệu suất loại COD đạt đến 98 %[79] Năm 2004, Rodriguez cũng nghiên cứu theo phương pháp này tại một nhàmáy khác với COD đầu vào là 80.000 mg/L, kết quả cho thấy hiệu suất loại CODđạt 63 - 70 % Nhìn chung, hiệu quả của phương pháp này cũng phụ thuộc vàolượng NRR hồi lưu

1.5.2 Xử lý NRR bằng cách kết hợp xử lý cùng nước thải sinh hoạt

Xử lý kết hợp NRR với nước thải sinh hoạt cũng là một phương pháp được

sử dụng khá phổ biến trước đây, bởi chúng có chi phí vận hành thấp và dễ dàng bảotrì [17] Hiệu quả xử lý của phương pháp này phụ thuộc vào tỷ lệ pha trộn giữaNRR và nước thải sinh hoạt Các kết quả nghiên cứu của Cecen et al (2001) chothấy, nếu sử dụng kiểu phản ứng bùn hoạt tính với thời gian lưu 1,3 ngày để xử lýnước thải có COD đầu vào 10.750 mg/L, phương pháp này có thể loại 60 - 90 %COD [77] Tuy nhiên, khi nồng độ COD đầu vào 2.43 - 37.024 mg/L với thời gianlưu 1 - 10 ngày thì hiệu suất xử lý đạt 16 - 88 % Phương pháp này có hạn chế làhiệu quả xử lý không cao bởi sự có mặt của các chất khó PHSH và kim loại nặngtrong NRR

1.5.3 Xử lý NRR bằng phương pháp hóa - lý, hóa học

1.5.3.1 Xử lý NRR bằng phương pháp hóa - lý

Các phương pháp hóa - lý thường được kết hợp cùng với các phương phápsinh học để làm tăng hiệu suất xử lý NRR và giúp các quá trình sinh học diễn rathuận lợi hơn Phương pháp hóa - lý có thể loại các hợp chất khó PHSH (các axithumic, fuvic) và các chất độc gây ức chế sinh học có mặt trong NRR (kim loại độc,các hợp chất đa vòng ngưng tụ (PAHs), PCBs, ) [19] Các phương pháp hóa - lý

đã được nghiên cứu để xử lý NRR bao gồm: keo tụ - tạo bông, hấp phụ, màng lọc[77] Hiệu quả xử lý NRR của các phương pháp hóa - lý từ năm 2000 cho đến nayđược trình bày ở bảng 1.6

- Phương pháp keo tụ - tạo bông được sử dụng khá rộng rãi để xử lý NRR,chúng thường đóng vai trò tiền xử lý NRR, đứng trước bước xử lý sinh học và thẩmthấu ngược, hay có thể đứng sau bước xử lý sinh học để loại bỏ các chất khôngPHSH [77] Đã có một số quá trình nghiên cứu ứng dụng keo tụ - tạo bông để xử lýcác nguồn NRR, bao gồm việc xác định các điều kiện tối ưu và liều keo tụ, khảo sátảnh hưởng của pH, nhiệt độ đến hiệu suất xử lý NRR Các hóa chất như Al2(SO4)3,FeCl3, FeSO4 thường được sử dụng làm tác nhân keo tụ [77] Tổng hợp các nghiêncứu xử lý NRR bằng quá trình keo tụ - tạo bông cho thấy, hiệu quả loại COD daođộng trong khoảng 10 - 90%, tùy thuộc vào hóa chất keo tụ, nồng độ nước thải đầuvào, … [77] Tuy nhiên, phương pháp này có hạn chế là tạo ra bùn lớn, làm tăngnồng độ nhôm và sắt trong nước sau xử lý [90], tốn hóa chất

- Đối với phương pháp hấp phụ, chất hấp phụ được nghiên cứu để xử lý NRRphổ biến nhất là than hoạt tính dạng hạt và than hoạt tính đã được hoạt hóa Phươngpháp này có thể loại các chất không có khả năng PHSH, COD, màu Các kết quảnghiên cứu của nhiều tác giả cho thấy, hiệu suất loại COD của phương pháp hấpphụ dao động trong khoảng 38 - 96 % [77]

- Đối với phương pháp màng lọc, các quá trình thường áp dụng trong xử lý

NRR bao gồm: vi lọc, siêu lọc, lọc nano, và thẩm thấu ngược [77], [110] Quá trình

lọc màng cho hiệu quả XLNT rất cao và thường được bố trí ở giai đoạn cuối (giaiđoạn hoàn thiện) của các hệ thống xử lý Các kết quả nghiên cứu xử lý NRR bằngphương pháp màng lọc từ năm 2000 cho đến nay cho thấy, hiệu quả xử lý COD của

quá trình màng lọc là 25 35%; quá trình siêu lọc 50 98 %; quá trình lọc nano 52 66%; quá trình thẩm thấu ngược 50 - 97% [77] Tuy nhiên, nhược điểm lớn nhất củacác quá trình màng lọc là sự tắc lọc, do các chất vô cơ, hữu cơ và các VSV dínhbám vào bề mặt màng khuếch tán sâu vào phía bên trong các lỗ của màng.

-Với nguồn NRR lấy từ khu chôn lấp Thủy Phương, sử dụng liều keo tụ 4g

Al2(SO4)3/L, nghiên cứu của Trần Quang Lộc (2007) đã cho thấy, hiệu quả xử lýCOD đạt 52% [77]

Nhìn chung, các quá trình hóa - lý xử lý NRR thường cho hiệu quả xử lý caonhưng đòi hỏi chi phí lớn cho trang thiết bị và hóa chất, nên trong thực tế trườnghợp nào có thể xử lý bằng quá trình sinh học thì ưu tiên sinh học

Bảng 1.6 Hiệu quả xử lý NRR của các phương pháp hóa-lý [17], [77], [90], [97] Phương pháp keo tụ/tạo bông

Chất keo tụ/tạo bông COD vào (mg/L) Hiệu suất loại COD (%) TLTK

Fe2(SO4)3 15.700 70 Wang và Sen, 2000FeCl3 1.200 - 1.500 39 Yoo et al., 2001

FeCl3 + Al2(SO4)3 5.350 75 Tatsi et al., 2003

Fe2(SO4)3 + Al2O3 5.000 67 Monje R., 2004

FeCl3 7.400 - 8.800 40 - 90 Rivas et al., 2003

Al2(SO4)3 3.460 10 - 25 Silva et al., 2004

UV/H2O2

H2O2/O3 O3/UV

Than hoạt tính 9.500 38 Kargi et al., 2003

CaCO3 1.533 - 2.580 90 Aziz et al., 2004

Thẩm thấu ngược 200,5 86 - 90 Di Palma et al., 2002Thẩm thấu ngược 1.700 - 3.000 89 - 99 Ozturk et al., 2003

1.5.3.2 Xử lý NRR bằng quá trình oxy hóa nâng cao (AOPs)

Hiện nay, các quá trình oxy hóa nâng cao rất được quan tâm nghiên cứutrong lĩnh vực xử lý NRR Xử lý hóa học nước thải bằng cách sử dụng AOPs có thểkhoáng hóa hoàn toàn các chất ô nhiễm thành CO2, nước và các chất vô cơ, hoặc ítnhất cũng chuyển hóa chúng thành các chất ít độc hại hơn Ngoài ra, quá trình AOPscòn có thể phân hủy bán phần các hợp chất không thể PHSH để tạo thành các chất

có khả năng PHSH [75] Nguyên nhân là do gốc hydroxyl (.OH) được tạo ra từ quátrình AOPs là một tác nhân oxy hóa rất mạnh có thể khoáng hóa các HCHC bềnvững và làm thay đổi tỷ lệ BOD5/COD của NRR, giúp cho quá trình xử lý sinh họcđạt hiệu quả tốt hơn [86], [105] Đặc trưng quan trọng của gốc .OH là không chọnlựa khi phản ứng với các chất khác nhau, tốc độ phản ứng nhanh và có khả năng oxihóa, khoáng hóa được nhiều chất [86], [105]

AOPs có thể được phân loại theo pha phản ứng (đồng thể hoặc dị thể), hoặctheo phương pháp tạo ra gốc .OH (hóa học, điện hóa, siêu âm, quang hóa) Một sốAOPs chính được trình bày ở hình 1.6

Hình 1.6 Một số quá trình oxy hóa nâng cao

Trong thực tế, việc áp dụng AOPs phụ thuộc vào tải lượng chất ô nhiễm cótrong nước thải Theo Andreozzi và nnk (1999), AOPs có ý nghĩa đối với các loạinước thải có COD (< 10.000 mg/L), ở nồng độ COD cao hơn không khả thi, do yêucầu sử dụng tác nhân oxi hóa lớn [19], [57], [61] Bảng 1.8 tổng hợp các nghiên cứu

480 7,7 0,25 > 50 Haapea et al., 200214.600 7,8 0,32 56 Qureshi et al., 20022.300 - 4.970 7,9 - 9,02 0,25 30 Rivas et al., 2004

- 95%; hiệu suất loại COD của tác nhân O3/UV đạt 61 - 63%, tỷ lệ BOD/COD sau

xử lý đạt 0,32 - 0,35; hiệu suất loại COD của tác nhân H2O2/UV đạt 79 - 96%, tỷ lệBOD/COD sau xử lý đạt 0,37 - 0,45; hiệu suất loại COD của tác nhân Fenton(H2O2/Fe2+) đạt 14 - 75%, tỷ lệ BOD/COD sau xử lý đạt 0,22 - 0,5; hiệu suất loạiCOD của tác nhân quang Fenton (H2O2/Fe2+/UV) đạt 70 - 78%

Tuy nhiên, nhược điểm lớn nhất của AOPs là đòi hỏi cao về chí phí vận hành

và năng lượng Để khắc phục nhược điểm trên, AOPs thường kết hợp với quá trìnhsinh học Ngoài ra, tùy thuộc yêu cầu chất lượng nước thải đầu ra mà các quá trìnhhóa - lý cũng có thể được bố trí ở đầu hệ thống như một giai đoạn “tiền xử lý” hoặcđược bố trí ở cuối hệ thống [19], [84]

Những năm qua, đã có rất nhiều công trình nghiên cứu xử lý NRR bằng

phương pháp sinh học, bao gồm cả quá trình hiếu khí và quá trình kỵ khí Các côngtrình nghiên cứu xử lý NRR bằng phương pháp sinh học được trình bày ở bảng 1.7

Tổng hợp các kết quả nghiên cứu từ năm 2000 đến nay cho thấy, hiệu quảloại COD của quá trình phản ứng theo mẻ (SBR) đạt 62 - 75 %; quá trình bùn hoạt

tính đạt 50 - 89 %; quá trình phản ứng có lớp màng chuyển động (moving-bed

biofilm reactor) đạt 81 %; quá trình SBR kỵ khí đạt 62 -75 %; quá trình UASB đạt

Bảng 1.7 Hiệu quả xử lý NRR bằng phương pháp sinh học [46], [64], [77]

Tỷ lệ

BOD/CO

D

COD vào (mg/L)

HRT (ngày)

Hiệu suất loại

- 5.750 - 62 Uygur and Kargi, 2004

Bể phản ứng màng sinh học chuyển động (moving-bed biofilm reactor)

- 12.000 1 62 - 79 Utset et al., 2000

Fenton A

- 5.750 - 62 Uygur and Kargi, 2004

UASB (up-flow anaerobic sludge blanket reactor)

55 - 64

Orupol et al., 2000Không

hiếu khí

5.050 32 40 Frascari et al., 2004

Nhìn chung, NRR của các BCL trưởng thành có chứa nhiều chất độc hại ứcchế hoạt động của vi sinh vật, tỷ lệ BOD/COD khá thấp, nên cần phải có quá trìnhtiền xử lý hoặc cần phải tiếp tục xử lý NRR sau quá trình sinh học để tăng hiệu quả

xử lý NRR

Nhận xét: Như vậy, đã có nhiều phương pháp khác nhau đã được nghiên cứu

để xử lý NRR Mỗi phương pháp đều có thuận lợi và hạn chế riêng, và có thể đượcvận hành riêng lẻ hay kết hợp Tuy nhiên, đối với loại nước thải có thành phần vànồng độ không ổn định, chứa nhiều hợp chất khó PHSH như NRR thì công nghệ xử

lý thích hợp và có hiệu quả nhất là kết hợp các phương pháp khác nhau (sinh học,hóa học, hóa-lý) Chẳng hạn đối với tác nhân Fenton, đã có nhiều công trình nghiêncứu kết hợp các phương pháp khác nhau với tác nhân Fenton để xử lý NRR (hình1.7) Tùy thuộc vào đặc trưng của NRR cụ thể mà chọn lựa chuỗi kết hợp phù hợp

Hình 1.7 Một số chuỗi xử lý NRR dựa trên quá trình Fenton [107]

Đối với NRR khu chôn lấpThủy Phương, tỉnh Thừa Thiên Huế, thời gian đãqua có một số công trình nghiên cứu xử lý bằng cỏ vetiver quá trình keo tụ: FeCl3,

Al2(SO4)3, PAC và quá trình Fenton Trong đó, quá trình Fenton cho hiệu suất loạiCOD cao nhất là 58%, nhưng lượng Fe2+ và H2O2 đưa vào khá lớn [13]

CHƯƠNG 2 ĐỐI TƯỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.1 Đối tượng và phạm vi nghiên cứu

Đối tượng nghiên cứu chung của thí nghiệm dạng mẻ và liên tục là NRR tạikhu chôn lấp CTR Thủy Phương, Thừa Thiên Huế

Khu chôn lấp CTR Thủy Phương thuộc thôn 7 xã Thủy Phương, huyệnHương Thủy, cách Trung tâm thành phố Huế 13 km về phía Nam Bao gồm 2 BCL,bãi số 1 đã đóng cửa vào năm 2009 (có diện tích 29.000 m2) và bãi số 2 vừa đưa vàohoạt động trong năm 2009 (có diện tích 25.000 m2) [3]

Khu chôn lấp CTR Thủy Phương tiếp nhận 200 tấn rác mỗi ngày vào 2 ngàycuối tuần Rác được tập trung ở khu chôn lấp Thủy Phương chủ yếu là rác sinh hoạt,phần lớn rác có thể tái chế, tái sử dụng đều được chuyển sang Nhà máy xử lý ráccủa Công ty Cổ phần Đầu tư Tâm Sinh Nghĩa, nằm bên cạnh khu chôn lấp để xử lýlàm phân hữu cơ và tái chế nhựa, phần còn lại là các loại rác không thể tái chế

được, sẽ được đem chôn lấp Ngoài lượng rác thải đô thị hàng ngày, khu chôn lấpCTR Thủy Phương còn có thể tiếp nhận các loại rác khác cần phải được xử lý riêngnhư: rác thải công nghiệp, rác thải bệnh viện, bùn từ các hầm tự hoại và các loại rácđộc hại khác [4].

Lượng NRR bình quân thải ra 50 m3/ngày vào mùa khô và 200 m3/ngày vàomùa mưa NRR từ khu chôn lấp sẽ được thu gom thông qua một hệ thống ống, sau

đó được đưa vào các hồ xử lý sinh học Tại đây, NRR sẽ được xử lý thông qua các

hồ sinh học trước khi thải ra môi trường Về hệ thống xử lý NRR, theo thiết kế banđầu để xử lý NRR từ BCL số 1, bao gồm hệ thống hồ: kỵ khí (thể tích 2750 m3),hiếu khí (thể tích 1000 m3), điều hòa (thể tích 500 m3) Tuy nhiên, qua thời giankhông được duy tu, bảo dưỡng, đồng thời phải tiếp nhận thêm lượng NRR từ BCL

số 2 nên hệ thống xử lý này đã bị xuống cấp [3]

2.2 Các nội dung nghiên cứu

Đề tài tập trung thực hiện các nội dung chính sau:

1 - Thí nghiệm dạng mẻ để khảo sát ảnh hưởng của các điều kiện môi trườngđến hoạt tính của bùn sinh học hiếu khí khi có bổ sung H2O2:

(a) Ảnh hưởng của pH

(b) Ảnh hưởng của nồng độ H2O2

(c) Ảnh hưởng của nồng độ Fe tổng

2 - Thí nghiệm dòng liên tục để khảo sát ảnh hưởng của các điều kiện vậnhành hệ thống xử lý sinh học hiếu khí thể bám có bổ sung H2O2 đến khả năng xử lýchất hữu cơ trong NRR:

(a) Ảnh hưởng của phương thức bổ sung H2O2

(b) Ảnh hưởng của tốc độ sục khí

(c) Ảnh hưởng của thời gian lưu thủy lực

3 - Đánh giá hiệu quả xử lý NRR của hệ thống xử lý hiếu khí có hỗ trợ H2O2

ở các tải trọng hữu cơ tăng dần:

Thành của hệ thống ao xử lý Đường di chuyển của NRR

Đường di chuyển của NRR

(a) Ở tải trọng 1,0 kg COD/m3/d (b) Ở tải trọng 1,5 kg COD/m3/d(c) Ở tải trọng 2,0 kg COD/m3/d(d) Ở tải trọng 2,5 kg COD/m3/d(e) Ở tải trọng 3,0 kg COD/m3/d

2.3 Phương pháp nghiên cứu

2.3.1 Thu thập tài liệu, thông tin

Các nội dung và nguồn thu thập được trình bày ở bảng 2.1

Bảng 2.1 Mô tả nội dung thông tin thu thập

Hoạt động khu chôn lấp Thủy Phương, vấn

đề ô nhiễm môi trường khu vực nghiên cứu Cơ quan quản lý, địa phương, người dân trong khu nghiên cứuĐặc điểm NRR nói chung và NRR Thủy Phương Các sách và bài báo chuyên ngànhXLNT có sự hỗ trợ của H2O2 Các sách và bài báo chuyên ngành

Xử lý NRR nói chung và NRR Thủy Phương Các sách và bài báo chuyên ngành

2.3.2 Điều tra thực địa, lấy mẫu NRR

2.3.2.1 Điều tra thực địa

+ Quan sát sự phát sinh NRR Thủy Phương trong một số buổi ngẫu nhiên

+ Quan sát thực tế kiểm soát NRR tại khu chôn lấp CTR Thủy Phương

+ Mẫu để chạy hệ thống, nếu lưu giữ để dùng tiếp, được bảo quản ở 0 - 50C

Hồ hiếu khí

Hồ lọc 2

Thí nghiệm dạng mẻ

Thí nghiệm trên hệ thống xử lý dòng liên tục

Thí nghiệm trên hệ thống xử lý dòng liên tục

Các điều kiện pH, liều H2O2, nồng độ Fe2+ thích hợp

Các điều kiện vận hành thích hợp

Nội dung 1-aNội dung 1-bNội dung 1-c

Nội dung 2-aNội dung 2-bNội dung 2-c

Nội dung 3-aNội dung 3-bNội dung 3-c

- Sử dụng bùn hoạt tính có nguồn gốc từ bể aeroten của hệ thống XLNT củaCông ty Bia huế, được nuôi cấy liên tục hơn 1 tháng tại phòng thí nghiệm KhoaMôi trường bằng môi trường dịch chiết thịt bò - pepton; sử dụng nước thải pha chếtổng hợp với COD kiểm soát ở khoảng 200 mg/L

- Tiến hành thí nghiệm dạng mẻ theo phương pháp đơn biến

 Các mức thay đổi yếu tố pH: 4, 5, 6, 7, 8 (giữ nồng độ H2O2 = 200mg/L, nồng độ Fe2+ = 40 mg/L, sục khí trong 6 giờ)

 Các mức thay đổi nồng độ H2O2: 0, 100, 200, 300, 400 mg/L (giữ pH

là giá trị chọn ở trên, nồng độ Fe2+ = 40 mg/L, sục khí trong 6 giờ)

 Các mức thay đổi nồng độ Fe2+: 0, 20, 40, 60, 80 mg/L (giữ pH vànồng độ H2O2 là các giá trị chọn ở trên, sục khí trong 6 giờ)

- Lấy 200 mL bùn hoạt tính cho vào mỗi bình (mẫu bùn đã được xác địnhVSS trước đó để duy trì nồng độ 1-2 gVSS/L trong mỗi bình Điều chỉnh pH củanước thải tổng hợp bằng dung dịch H2SO4 5N ở mức phù hợp với từng thí nghiệmkhảo sát rồi cho tiếp vào bình tam giác sao cho đạt đến vạch 500mL Thêm tiếp mộtlượng H2O2 để đạt được nồng độ cần thiết Thêm dung dịch FeSO4 để đạt được nồng

độ Fe2+ cần thiết Tiến hành sục khí, sau một khoảng thời gian nhất định, ngưng sụckhí, lấy 250mL hỗn hợp nước thải bùn trên để lắng nước Phần nước lắng đem phântích COD, phần bùn còn lại dùng để đánh giá hoạt tính của bùn

3 - Đầu phân phối bọt khí

4 - Bể chứa nước thải vào

5 - Bơm nhu động

6 - Bơm khí

7 - Đồng hồ đo lưu lượng khí

8 - Thiết bị chứa H2O2

9 - Van điều chỉnh tốc độ H2O2

10 - Nước thải sau xử lýP

Hình 2.3 Sơ đồ hệ thống xử lý theo thí nghiệm liên tục Bảng 2.2 Danh mục các thiết bị lắp đặt hệ thống thí nghiệm

Bơm định lượng Loại SMP-21 (EYELA, Nhật), Q = 0 - 1 L/h

Bể phản ứng Nhựa acrylic, hình hộp, V = 5,2 L

Vật liệu bám cho VSV Len sợi, khối lượng 3,9g

Bơm thổi khí Bơm BOSS 9500 (Trung Quốc)

Bộ kiểm soát pH Loại NPH-690D (Nissin, Nhật), tự động bơm hóa chấtLưu lượng kế Lưu lượng kế 0 - 4,5 L/min (KOFLOC, Nhật)

Bể phản ứng có thể tích công tác là 4,8 L (sau khi đã trừ đi thể tích chiếmchỗ các thiết bị bên trong và vật liệu bám) Nguyên tắc làm việc của bể phản ứngnhư sau: dòng nước thải được bơm liên tục vào ngăn giữa bể phản ứng theo chiều từtrên xuống và dòng khí ngược lại đi từ dưới lên; dòng khí đẩy tạo ra dòng chảyvòng tương tự các đường sức từ trường; dòng chảy này đẩy khối chất lỏng và khítrộn lẫn đi qua lớp vật liệu bám có VSV sinh trưởng ở 2 ngăn bên; trên đó quá trìnhoxy hóa các chất xảy ra

b Khởi động hệ thống

Quá trình nạp bùn vào bể phản ứng được tiến hành theo các bước sau:

- Nạp môi trường dịch chiết thịt bò - pepton (thành phần cho ở bảng 2.3) vàođến 1/3 thể tích bể phản ứng

- Thêm thể tích bùn hoạt tính đã xác định (khoảng 10g SS) vào bể phản ứng

- Nạp thêm môi trường cho đến đầy bể phản ứng

- Bật máy sục khí với lưu lượng thông khí 0,5 L/phút và duy trì sục khí chođến khi nước trong bể trở nên trong suốt (tất cả bùn đã bám dính hết)

+ Trong thời gian đầu, dùng môi trường pha chế (có thành phần như bảng2.3) bơm liên tục vào bể phản ứng với lưu lượng 0,2 L/h (tương ứng thời gian lưuthủy lực 24 giờ) trong vòng 4 giờ cho đến khi bùn đã bám tốt

+ Sau đó bơm nước thải thực với tải trọng tăng dần

+ Điều kiện vận hành ở giai đoạn khởi động: pH = 7 - 7,5; nhiệt độ 280C; tốc

Bảng 2.4 Các giai đoạn nghiên cứu xử lý dòng liên tục

Nội dung khảo

sát Điều kiện thay đổi Các điều kiện khác Đánh giá

1 Ảnh hưởng các điều kiện vận hành

220 cm

NRR pha loãng đếnCOD = 250 mg/L,HRT = 12 giờ,Vkhí = 1,0 L/phút,

Hiệu suất loạiCOD

(b) Chế độ sục

khí Vkhí = 0,5; 1,0 và 1,5L/phút NRR pha loãng đếnCOD = 250 mg/L,

HRT = 12 giờ,Cách bổ sung H2O2chọn ở trên

(c) Thời gian lưu HRT = 6, 12 và 18

giờ NRR pha loãng đếnCOD = 250 mg/L,

Cách bổ sung H2O2

và tốc độ sục khí

chọn ở trên

2 Hiệu quả xử lý ở các tải trọng COD tăng dần

Tải trọng hữu cơ OLR = 1,0; 1,5; 2,0;

2,5; 3,0 kg-COD/m3/d

NRR pha loãngtương ứng với cácOLR tăng dần, cách

bổ sung H2O2, HRT

và tốc độ sục khíchọn ở trên

Hiệu suất loại COD, hiệu suất loại màu,

- Tần suất lấy mẫu: 1 - 2 ngày/lần

- Phân tích các thông số: COD, BOD5, màu

2.3.4 Đánh giá hoạt tính của bùn

Hoạt tính của bùn trong quá trình thí nghiệm dạng mẻ được đánh giá qua tốc

độ tiêu thụ oxy (OUR)

Khái niệm OUR [89]

Tốc độ tiêu thụ oxy hay hệ số hô hấp biểu diễn khả năng sử dụng oxy củaVSV khi chúng tiêu thụ thức ăn trong môi trường hiếu khí và được sử dụng như mộtchỉ thị cho hoạt tính sinh học của bùn hoạt tính OUR cao chứng tỏ hoạt tính sinhhọc của bùn cao và ngược lại, OUR thấp chứng tỏ hoạt tính sinh học của bùn thấp.Đơn vị tính của OUR thường là mgO2/L/phút hay viết gọn là mg/L/phút

Nguyên tắc, phương pháp xác định OUR [89]

OUR được xác định dựa trên chuỗi số đo oxy hòa tan được thực hiện liên tụcsau từng khoảng thời gian trên 1 mẫu Giá trị tuyệt đối độ dốc của đường biểu diễncác giá trị DO theo thời gian chính là giá trị OUR

Quá trình xác định OUR bao gồm 4 bước cơ bản:

4

Chai BODMáy đo DOChậu nước để điều nhiệt

Lấy 250mL hỗn hợp bùn

Để lắngGạn, ly tâm phần bùn lắng (1000rpm trong 10 phút)

Rửa bằng nước cất

Ly tâm (1000rpm trong 10 phút)Dùng môi trường cơ chất chuyển hết bùn vào chaiCho môi trường vào đến đầy miệng chaiĐặt trên máy khuấy từ (trong bể điều nhiệt), đo DO

- Trộn đều mẫu

- Dùng môi trường chuyển hết thể tích mẫu xác định vào chai BOD

- Lắp điện cực vào chai BOD (kiểm tra độ kín), khuấy với tốc độ chậm

- Đo giá trị DO trong vòng 1 phút đầu tiên, sau đó dùng đồng hồ bấm giây để

đo các giá trị DO sau các khoảng thời gian xác định

Hệ thống thí nghiệm xác định OUR được mô tả ở hình 2.4 Mẫu bùn trướckhi tiến hành thí nghiệm xác định OUR được xử lý theo quy trình mô tả ở hình 2.5

Hình 2.4 Sơ đồ thiết bị thí nghiệm xác định OUR

Hình 2.5 Quy trình xử lý mẫu xác định OUR

Môi trường dùng cho thí nghiệm xác định OUR có thành phần như bảng 2.5

Bảng 2.5 Thành phần môi trường xác định OUR của bùn