Nghiên cứu thực nghiệm mô hình pilot ozone uv kết hợp với bac để giảm thiểu sự hình thành dbps trong cấp nước

Kết quả sự kết hợp giữa chlorine với chất hữu cơ trong nước là sự hình thành những hợp chất độc hại gọi là các sản phẩm phụ của quá trình khử trùng DBPs.. Trên cơ sở đó, nội dung của luậ

ĐẠI HỌC QUỐC GIA THÀNH PHỐ HỒ CHÍ MINH

ĐẠI HỌC QUỐC GIA THÀNH PHỐ HỒ CHÍ MINH

CÔNG TRÌNH ĐƯỢC HOÀN THÀNH TẠI TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA ĐẠI HỌC QUỐC GIA TP HỒ CHÍ MINH

Cán bộ hướng dẫn khoa học: PGS.TS NGUYỄN PHƯỚC DÂN

Cán bộ chấm nhận xét 1: TS HUỲNH KỲ PHƯƠNG HẠ

Cán bộ chấm nhận xét 2: PGS.TS PHẠM THÀNH QUÂN

Luận văn thạc sĩ được bảo vệ tại HỘI ĐỒNG CHẤM LUẬN VĂN THẠC SĨ TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA, ngày 09 tháng 08 năm 2011

ĐẠI HỌC QUỐC GIA TP.HCM

NHIỆM VỤ LUẬN VĂN THẠC SĨ

Họ tên học viên: VŨ NHA TRANG MSHV: 09250989 Ngày, tháng, năm sinh: 14/05/1986 Nơi sinh: TP.HCM Chuyên ngành: Công nghệ môi trường Mã số : 608506

I TÊN ĐỀ TÀI: Nghiên cứu thực nghiệm mô hình pilot Ozone/UV kết hợp với BAC

để giảm thiểu sự hình thành DBPs trong cấp nước

II NHIỆM VỤ VÀ NỘI DUNG:

Khảo sát đánh giá chất lượng nước và tiềm năng hình thành các sản phẩm phụ sau khử trùng của nước sông Sài Gòn và hiệu quả từng công đoạn xử lý tại nhà máy nước Tân Hiệp Đánh giá hiệu quả xử lý hợp chất hữu cơ cũng như giảm thiểu tiềm năng hình thành THM của mô hình thực nghiệm pilot tại nhà máy nước Tân Hiệp

III NGÀY GIAO NHIỆM VỤ : 25/01/2010

IV NGÀY HOÀN THÀNH NHIỆM VỤ: 30/06/2011

LỜI CẢM ƠN

Trước tiên, tôi xin gửi lời cảm ơn chân thành sâu sắc đến PGS.TS Nguyễn Phước Dân

đã hết lòng hướng dẫn, giúp đỡ và hỗ trợ tôi hoàn thành luận văn cao học này

Tôi xin chân thành cảm ơn Ban Giám đốc Tổng Công ty cấp nước Sài Gòn (SAWACO), Ban Giám đốc Nhà máy nước Tân Hiệp, các anh chị ở Phòng Công nghệ, Phòng phân tích của Nhà máy đã nhiệt tình cung cấp số liệu phân tích đánh giá chất lượng nước, hỗ trợ tôi tiến hành nghiên cứu lẫy mẫu khảo sát trong thời gian 12 tháng Chân thành cảm ơn Nhà máy nước Tân Hiệp đã cho phép và hỗ trợ mặt bằng, chi phí điện nước để lắp đặt vận hành

mô hình xử lý nước quy mô pilot tại Nhà máy

Tôi cũng xin gửi lời cảm ơn chân thành đến các Thầy, Cô và đồng nghiệp tại Khoa Môi trường, Trường Đại học Bách Khoa đã quan tâm và tạo điều kiện thuận lợi cho tôi trong suốt quá trình học tập

Xin cảm ơn sâu sắc các bạn đồng nghiệp ở Phòng Thí Nghiệm Khoa Môi trường đã luôn nhiệt tình giúp đỡ và hỗ trợ tôi trong công tác lấy mẫu và hướng dẫn sử dụng các thiết

bị phân tích vi lượng

Cuối cùng, tôi chân thành cảm ơn bạn bè cùng lớp và gia đình đã luôn nhiệt tình giúp

đỡ và hỗ trợ tôi trong suốt quá trình học tập cũng như trong thời gian thực hiện luận văn

TÓM TẮT NỘI DUNG LUẬN VĂN

Chất lượng nguồn nước mặt phục vụ cho cấp nước sinh hoạt và công nghiệp tại Thành phố

Hồ Chí Minh (TP.HCM) đang suy giảm nhanh chóng do áp lực từ quá trình tăng dân số, đẩy mạnh các hoạt động sản xuất công nghiệp dọc theo lưu vực các con sông chính Đáng chú ý là ô nhiễm hữu cơ tăng cao dẫn đến nhu cầu chlorine sử dụng trong quá trình oxy hóa sơ bộ ban đầu, khử trùng và châm chlorine dư trước khi cấp vào mạng lưới phân phối cũng gia tăng đáng kể Kết quả sự kết hợp giữa chlorine với chất hữu cơ trong nước là sự hình thành những hợp chất độc hại gọi là các sản phẩm phụ của quá trình khử trùng (DBPs)

Trên cơ sở đó, nội dung của luận văn tập trung chủ yếu vào hai vấn đề chính là khảo sát đánh giá chất lượng nước sông Sài Gòn và nước sau từng công đoạn xử lý tại Nhà máy nước Tân Hiệp (các chỉ tiêu liên quan đến hữu cơ và DBPs); và vận hành thử nghiệm mô hình pilot (công suất xử

lý tối đa 8 m3/ngày) ứng dụng quá trình Ozone/UV kết hợp với cột lọc than hoạt tính sinh học (BAC) để xử lý chất hữu cơ và góp phần giảm thiểu sự hình thành các DBPs trong nước cấp Kết quả nghiên cứu thể hiện hàm lượng chất hữu cơ trong nguồn nước thô đang gia tăng đáng kể (COD luôn cao hơn 10 mg/L), tiềm năng phát sinh THM đạt 117.72 ± 4.04 µg/mgDOC nhưng quy trình xử lý tại Nhà máy nước Tân Hiệp vẫn đạt hiệu quả xử lý 94% với ammonia, 90% với COD và 40% với TOC

Bên cạnh đó, kết quả vận hành mô hình pilot với nước đầu vào lấy ở vị trí sau bể lắng cho thấy sự kết hợp Ozone/UV với BAC cho hiệu quả xử lý TOC, DOC, UV254 và SUVA đạt lần lượt

là 19.1%, 17.6%, 30.7% và 16.4% Hiệu quả xử lý của mô hình kết hợp luôn cao hơn so với tổng hai quá trình Ozone/UV và BAC riêng lẻ khẳng định quá trình Ozone/UV phía trước giúp gia tăng hiệu quả xử lý chất hữu cơ cho cột than BAC Tương ứng với lượng chất hữu cơ được loại

bỏ, nồng độ DBPs trong nước cũng giảm rõ rệt với 70.6% (THMs) và 67.7% (HAAs); tiềm năng hình thành DBPs trong nước giảm 39.3% (THMFP) và 46.1% (HAAFP)

ABSTRACT

The quality of water resources used for domestical and industrial purposes at Ho Chi Minh city has been deteriorated rapidly due to human activities and industrial development along main rivers That organic pollution in raw water has increased remarkably leads to high chlorine consumption in the preliminary oxidation at the beginning of treatment strain and in disinfection stage before entering the distribution network The results of reactions between chlorine and organic matters in water are a group of compounds called Disinfection By-Products (DBPs) Based on this background, the content of the master thesis focuses on two major issues as followed: Assessment on the water quality of Sai Gon River water and the water after each treatment unit at Tan Hiep water treatment plant (Tan Hiep WTP); and Study on the pilot scale plant (maximum capacity of 8 m3 per day) using Ozone/UV process combined with biological activated carbon filter (BAC) to eliminate the organic matters and reduce the DBP formation in drinking water The results of the research showed the amount of organic matters in raw water has increased significantly (COD > 10 mg/L), THM formation potential is 117.72 ± 4.04 µg/mgDOC; however, the treatment efficiency of Tan Hiep WTP is still maintained at 94% for ammonia removal, 90% for COD removal and 40% for TOC removal

Furthermore, the result of the study of pilot scale plant with the feed water taken from the position after sedimentation showed that the combination of Ozone/UV and BAC proved to be very effective in TOC, DOC, UV254 và SUVA removals with percentage reduction of 19.1%, 17.6%, 30.7% and 16.4%, respectively The efficiency of the combinative process was always higher than the sum of treatment efficiency of each process (Ozone/UV or BAC) alone It confirmed the pre-treatment of Ozone/UV could help to increase the organic removal of BAC filter According to the organic reduction, the concentration of DBPs in water has decreased considerably with 70.6% (THMs) and 67.7% (HAAs) removal; DBP formation potential decreased 39.3% (THMFP) and 46.1% (HAAFP)

MỤC LỤC

1 CHƯƠNG 1: ĐẶT VẤN ĐỀ 1

1.1 TÍNH CẤP THIẾT CỦA ĐỀ TÀI 1

1.2 MỤC TIÊU VÀ NỘI DUNG CỦA ĐỀ TÀI 2

1.2.1 Mục tiêu của đề tài 2

1.2.2 Nội dung của đề tài 2

1.3 MÔ HÌNH THỰC HIỆN 2

1.4 Ý NGHĨA VÀ TÍNH MỚI CỦA ĐỀ TÀI 3

1.5 PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 3

2 CHƯƠNG 2: TỔNG QUAN 4

2.1 SỰ HÌNH THÀNH CÁC SẢN PHẨM PHỤ SAU KHỬ TRÙNG 4

2.1.1 Giới thiệu về sản phẩm phụ sau khử trùng 4

2.1.2 Quá trình hình thành các sản phẩm phụ sau khử trùng 9

2.1.3 Một số phương pháp kỹ thuật kiểm soát DBPs trong nước cấp 14

2.1.4 Quy định tiêu chuẩn về một số DBPs điển hình trong nước cấp 15

2.2 CƠ SỞ LÝ THUYẾT QUÁ TRÌNH XỬ LÝ CÁC TIỀN CHẤT CỦA DBPs 16

2.2.1 Quá trình oxy hóa nâng cao (AOPs) 16

2.2.2 Quá trình lọc than hoạt tính sinh học (BAC) 21

2.3 NHỮNG KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU TRÊN THẾ GIỚI 28

2.3.1 Quá trình oxy hóa nâng cao (AOPs) 28

2.3.2 Quá trình lọc than hoạt tính sinh học (BAC) 29

2.3.3 Quá trình kết hợp AOPs – BAC 31

2.4 CHẤT LƯỢNG NƯỚC SÔNG SÀI GÒN 34

2.4.1 Chất lượng nước sông Sài Gòn giai đoạn từ 2005 – 2010 34

2.4.2 Quy trình xử lý tại các nhà máy nước ở TP.HCM 39

2.4.3 Số liệu giám sát chất lượng nước tại Nhà máy nước Tân Hiệp năm 2009 41

3 CHƯƠNG 3: NỘI DUNG VÀ MÔ HÌNH NGHIÊN CỨU 43

3.1 NỘI DUNG NGHIÊN CỨU 43

3.1.1 Nội dung 1: Đánh giá chất lượng nước sông Sài Gòn 44

3.1.2 Nội dung 2: Thực nghiệm mô hình pilot Ozone/UV – BAC 45

3.2 ĐỐI TƯỢNG VÀ MÔ HÌNH NGHIÊN CỨU 46

3.2.1 Chất lượng nước đầu vào mô hình pilot 46

3.2.2 Mô tả mô hình nghiên cứu 47

3.2.3 Quy trình vận hành 49

3.2.4 Lấy mẫu – phân tích 51

3.3 PHƯƠNG PHÁP PHÂN TÍCH 51

3.3.1 Phương pháp xác định BDOC 51

3.3.2 Phương pháp xác định ozone trong nước 53

3.3.3 Phương pháp xác định DBPs trong nước và DBPFP 55

3.3.4 Phương pháp xác định các chỉ tiêu khác 56

4 CHƯƠNG 4: KẾT QUẢ VÀ BÀN LUẬN 58

4.1 KẾT QUẢ NỘI DUNG 1: CHẤT LƯỢNG NƯỚC SÔNG SÀI GÒN 58

4.1.1 Sự biến thiên chất lượng nước thô tại trạm bơm Hòa Phú 58

4.1.2 Hiệu quả xử lý/chất lượng nước tại Nhà máy nước Tân Hiệp 65

4.1.3 Số liệu giám sát chất lượng nước năm 2010 tại nhà máy nước Tân Hiệp 75

4.2 KẾT QUẢ NỘI DUNG 2: MÔ HÌNH PILOT OZONE/UV-BAC 77

4.2.1 Xác định các thông số vận hành thích hợp (giai đoạn I) 77

4.2.2 Hiệu quả xử lý nitơ (ammonia và TKN) 83

4.2.3 Hiệu quả xử lý chất hữu cơ qua mô hình pilot 85

4.2.4 Kết quả giảm thiểu DBP và DBPFP qua mô hình pilot 95

4.3 MỘT SỐ ĐỀ XUẤT CỤ THỂ CHO NHÀ MÁY NƯỚC TÂN HIỆP 102

5 KẾT LUẬN KIẾN NGHỊ 104

5.1 KẾT LUẬN 104

5.2 KIẾN NGHỊ 105

DANH MỤC CÔNG TRÌNH LIÊN QUAN 106

6 TÀI LIỆU THAM KHẢO 107

Hình 2.6 Biến thiên chất lượng nước sông Sài Gòn theo Ammonia (mg/l) 36 Hình 2.7 Biến thiên chất lượng nước sông Sài Gòn theo COD (mg/l) 36 Hình 2.8 Biến thiên chất lượng nước sông Sài Gòn theo SS (mg/l) 36 Hình 2.9 Biến thiên Ammoni (mg/l) năm 2009, 2010 của nước sông Sài Gòn 37 Hình 2.10 Biến thiên COD (mg/l) năm 2009, 2010 của nước sông Sài Gòn 37 Hình 2.11 Biến thiên SS (mg/l) năm 2009, 2010 của nước sông Sài Gòn 37 Hình 2.12a Quy trình công nghệ của nhà máy nước Thủ Đức 39 Hình 2.12b Quy trình công nghệ của nhà máy nước Tân Hiệp 39

Hình 3.2 Sơ đồ xác định các vị trí lấy mẫu nước khảo sát 45 Hình 3.3 Sơ đồ quy trình mô hình pilot triển khai tại nhà máy nước Tân Hiệp 48 Hình 3.4 Mô hình pilot triển khai tại nhà máy nước Tân Hiệp 48 Hình 3.5 Thiết bị tủ ủ để đo giá trị BDOC trong mẫu nước 52 Hình 3.6 Máy QP2010 Plus Gas Chromatographer - Mass Spectroscopy (Shimadzu) 56 Hình 3.7 Máy High Pressure Liquid Chromatography và TOC-VCPH (Shimadzu) 56 Hình 4.1 Biến thiên độ đục – độ màu của nước sông Sài Gòn trong 12 tháng khảo sát 59 Hình 4.2 Diễn biến chất lượng nước sông Sài Gòn theo ammonia (mg/L) 59 Hình 4.3 Diễn biến chất lượng nước sông Sài Gòn theo ammonia, TKN, TN 60 Hình 4.4 Diễn biến chất lượng nước sông Sài Gòn theo COD (mg/L) 60 Hình 4.5 Diễn biến chất lượng nước sông Sài Gòn theo TOC, DOC và UV254 (mg/L) 61 Hình 4.6 Diễn biến chất lượng nước sông Sài Gòn theo DOC va POC (mg/L) 62 Hình 4.7 Sự thay đổi THMFP của nước sông Sài Gòn qua các tháng trong năm 64 Hình 4.8 Quan hệ giữa THMFP và thông số (a) TOC; (b) DOC; (c) UV254; (d) SUVA 65 Hình 4.9 Hiệu quả xử lý độ đục (a) và độ màu (b) tại nhà máy nước Tân Hiệp 66 Hình 4.10 Sự biến thiên Ammonia, TKN, Nitrate và TN qua các công đoạn xử lý 67 Hình 4.11 Hiệu quả xử lý Ammonia, TKN và TN qua các công đoạn xử lý 67 Hình 4.12 Hiệu quả xử lý CODMn qua các công đoạn xử lý tại nhà máy nước Tân Hiệp 68 Hình 4.13 Hiệu quả xử lý TOC qua các công đoạn xử lý tại nhà máy nước Tân Hiệp 69 Hình 4.14 Sự biến thiên DOC, POC và tỷ số DOC/TOC qua các công đoạn xử lý 69 Hình 4.15 Hiệu quả xử lý UV254 qua các công đoạn xử lý tại nhà máy nước Tân Hiệp 70

Hình 4.16 Nồng độ các thành phần THM qua các công đoạn xử lý 71 Hình 4.17 Nồng độ THM tại một số công đoạn xử lý trong 12 tháng khảo sát 72 Hình 4.18 Sự thay đổi hàm lượng THM và THMFP qua các công đoạn xử lý 74 Hình 4.19 Hiệu quả xử lý TOC, UV254 và THMFP qua các công đoạn xử lý 74 Hình 4.20 Hiệu suất xử lý TOC, DOC và UV254 của quá trình O3/UV theo thời gian lưu 77 Hình 4.21 Hiệu quả gia tăng BDOC theo thời gian lưu của quá trình O3/UV 78 Hình 4.22 Hiệu suất xử lý TOC, DOC và UV254 của quá trình BAC theo EBCT 80 Hình 4.23 Hiệu suất xử lý TOC của quá trình kết hợp theo các điều kiện vận hành 81 Hình 4.24 Hiệu suất xử lý DOC của quá trình kết hợp theo các điều kiện vận hành 82 Hình 4.25 Hiệu suất xử lý UV254 của quá trình kết hợp theo các điều kiện vận hành 82

Hình 4.29 Sự thay đổi hàm lượng TOC qua quá trình O3/UV 85

Hình 4.30 Sự thay đổi hàm lượng TOC qua quá trình kết hợp O3/UV – BAC 86

Hình 4.31 Sự thay đổi hàm lượng TOC qua quá trình BAC đơn thuần 86 Hình 4.32 Sự thay đổi các thành phần DOC qua các quá trình xử lý 87 Hình 4.33 Sự thay đổi các thành phần DOC trong nước đầu vào mô hình 88 Hình 4.34 Sự thay đổi các thành phần DOC trong nước sau quá trình O3/UV 88 Hình 4.35 Sự thay đổi các thành phần DOC trong nước sau quá trình O3/UV-BAC 89 Hình 4.36 Sự thay đổi các thành phần DOC trong nước sau quá trình BAC đơn thuần 89 Hình 4.37 Sự thay đổi UV254 và hiệu quả xử lý trên mô hình pilot 90 Hình 4.38 Sự thay đổi TOC và hiệu quả xử lý trên mô hình pilot 91 Hình 4.39 Sự thay đổi DOC và hiệu quả xử lý trên mô hình pilot 91 Hình 4.40 Sự thay đổi nồng độ chlorine trên mô hình pilot 94 Hình 4.41 Nồng độ THMo, DOC và chlorine tổng tại các vị trí lấy mẫu 96 Hình 4.42 Sự thay đổi nồng độ các THM qua các bước xử lý trên mô hình pilot 97 Hình 4.43 Hiệu quả loại bỏ các chất THMs qua mô hình pilot 98 Hình 4.44 Sự thay đổi THM và THMFP qua các bước xử lý trên mô hình pilot 99 Hình 4.45 Sự thay đổi nồng độ các chất HAAs qua các bước xử lý trên mô hình pilot 100 Hình 4.46 Sự thay đổi HAA2 và HAAFP qua các bước xử lý trên mô hình pilot 100 Hình 4.47 Hiệu quả xử lý của mô hình pilot đối với chỉ tiêu hữu cơ (TOC, DOC, UV254

Bảng 2.7 Hằng số tốc độ phản ứng giữa OH* và Ozone trong môi trường nước 18 Bảng 2.8 Diễn biến chất lượng nước sông Sài Gòn các năm 2007 và 2008 35 Bảng 2.9 Chất lượng nước sông Sài Gòn tháng 01 đến tháng 12/2009 38 Bảng 2.10 Chất lượng nước sông Sài Gòn tháng 01 đến tháng 12/2010 38 Bảng 2.11 Chất lượng nước đầu vào ở Nhà máy từ tháng 01/01 đến 12/2009 41 Bảng 2.12 Chất lượng nước đầu ra ở Nhà máy từ tháng 01/01 đến 12/2009 42 Bảng 3.1 Mô tả và ký hiệu các vị trí lấy mẫu nước khảo sát 44

Bảng 3.5 Phương pháp và thiết bị phân tích một số chỉ tiêu 57 Bảng 4.1 Chất lượng nước thô tại vị trí trạm bơm Hòa Phú từ 05/2010 – 05/2011 58 Bảng 4.2 Đánh giá chất lượng nước sông Sài Gòn và sông Đồng Nai 63 Bảng 4.3 Quan hệ giữa THMFP với TOC, DOC, UV254 và SUVA 64

Bảng 4.4 Yêu cầu xử lý TOC đối với nguồn nước mặt trong quy trình xử lý 69 Bảng 4.5 Hàm lượng TTHM tại một số vị trí trên mạng lưới phân phối 73 Bảng 4.6 Chất lượng nước đầu vào ở Nhà máy từ tháng 01 đến tháng 12/2010 75 Bảng 4.7 Chất lượng nước đầu ra ở Nhà máy từ tháng 01 đến tháng 12/2010 76 Bảng 4.8 Lựa chọn thông số vận hành quá trình O3/UV 77 Bảng 4.9 Kết quả lựa chọn thông số vận hành quá trình kết hợp O3/UV – BAC 81 Bảng 4.10 So sánh kết quả xử lý quá trình O3/UV-BAC với mỗi quá trình riêng lẻ 82 Bảng 4.11 Năng suất xử lý của các cột than hoạt tính sinh học 92 Bảng 4.12 So sánh hiệu quả xử lý (%) giữa các quá trình xử lý 93 Bảng 4.13 Ảnh hưởng của chlorine lên quá trình xử lý BAC 95 Bảng 4.14 Đánh giá kết quả THMs của mô hình pilot với các quy định, tiêu chuẩn 98

DANH SÁCH TỪ VIẾT TẮT

Chữ

AOC Assimilate organic carbon Carbon hữu cơ đồng hóa

AOP Advanced oxidation process Quá trình oxy hóa nâng cao

BAC Biological activated carbon Than hoạt tính sinh học

BOM Biodegradable organic matters Chất hữu cơ dễ phân hủy sinh học

BDOC Biodegradable dissolved organic carbon Carbon hữu cơ hòa tan dễ phân hủy sinh học COD Chemical oxy demand Nhu cầu oxy hóa học

DBPs Disinfection By-Products Sản phẩm phụ sau quá trình khử trùng DOC Dissolved organic carbon Carbon hữu cơ hòa tan

EBCT Empty bed contact time Thời gian tiếp xúc vật liệu rỗng

GAC Granular activated carbon Than hoạt tính dạng hạt

HAAFP Haloacetic acids formation potential Tiềm năng hình thành HAA

MCLs Maximum Contaminant Levels Mức độ ô nhiễm tối đa

MRL Minimal Risk Level Hàm lượng đe dọa tối thiểu

NOMs Natural organic matters Chất hữu cơ tự nhiên

SUVA Specific ultraviolet absorbance Độ hấp thụ UV tại bước sóng 254nm riêng

THMFP Trihalomethane formation potential Tiềm năng hình thành THM

TOC Total organic carbon Tổng carbon hữu cơ

TPHCM Ho Chi Minh city Thành phố Hồ Chí Minh

USEPA US Environment Protection Agency Cơ quan bảo vệ môi trường Mỹ

1 CHƯƠNG 1: ĐẶT VẤN ĐỀ

1.1 TÍNH CẤP THIẾT CỦA ĐỀ TÀI

Trong suốt hàng tỷ năm lịch sử của quá trình phát triển tiến hóa, nước đóng vai trò quan trọng trong việc hình thành các sự sống đa dạng Đối với con người, nước sạch là một nhu cầu cơ bản

và cấp thiết trong sinh hoạt hằng ngày Nguồn nước ô nhiễm vẫn là vấn đề được quan tâm nhiều tại những quốc gia đang phát triển Những căn bệnh có liên quan đến nguồn nước ô nhiễm xuất hiện khi nước bị nhiễm bẩn bởi chất thải của con người hay các sinh vật khác, chứa nhiều vi khuẩn gây bệnh như tiêu chảy, dịch tả, thương hàn, kiết lỵ Nước bẩn khi tiếp xúc với da, mắt gây ngứa, sung tấy và nhiễm trùng Cuối cùng, nguồn nước ô nhiễm là nơi phát sinh các bệnh dịch nguy hiểm liên quan đến vật ký sinh, côn trùng như giun sán, sốt xuất huyết, sốt vàng da… Vì vậy, nếu không sớm tìm ra giải pháp, thế giới sẽ đối mặt với cuộc khủng hoảng nghiêm trọng về sức khỏe cộng đồng, dự đoán 135 triệu người sẽ chết trước năm 2020 vì những căn bệnh trên [1] Việc tiếp cận với nguồn nước sạch đã được cải thiện đáng kể trong những thập kỷ qua Hiện nay, trong hầu hết các quy trình xử lý nước được áp dụng thì khử trùng là một bước không thể thiếu để loại bỏ các vi khuẩn, virus gây bệnh để đem đến một nguồn nước sạch an toàn cho người

sử dụng Ở Việt Nam, việc khử trùng bằng chlorine được sử dụng rất phổ biến do giá rẻ và hoạt tính khử trùng cao Tuy nhiên, những phản ứng giữa chlorine với những chất hữu cơ tự nhiên

(Natural Organic Matter - NOM) trong nước có thể dẫn đến sự hình thành những hợp chất độc hại được gọi là các sản phẩm phụ của quá trình khử trùng (Disinfection By-Products - DBPs)

Những chất này bao gồm các nhóm chính như Trihalomethanes và Haloacetic acids [2,3] Những DBPs này đã được chứng minh là gây ung thư và ảnh hưởng nghiêm trọng đến quá trình mang thai [4] Do đó, việc kiểm soát sự hình thành DBPs trong xử lý nước cấp là rất cấp thiết

Trong khi đó, chất lượng của những nguồn nước tại thành phố Hồ Chí Minh và khu vực lân cận đang bị ô nhiễm nghiêm trọng do những hoạt động sinh hoạt của con người cũng như sự phát triển công nghiệp trên lưu vực các con sông chính được sử dụng để phục vụ cấp nước Trong những nghiên cứu gần đây của Lâm Minh Triết và cộng sự (2008); Nguyễn Thị Vân Hà và cộng

sự (2008) cho thấy chất lượng nước sông Sài Gòn đang bị suy thoái nghiêm trọng với sự gia tăng nồng độ của các chất ô nhiễm như sắt, mangan, ammonia và chất hữu cơ [5] Điều này làm tăng lượng chlorine sử dụng cho quá trình oxy hóa sơ bộ ban đầu và khử trùng; kết quả là hàm lượng các DBPs nguy hiểm cũng tăng lên nhiều lần Vì vậy việc triển khai áp dụng những công nghệ xử

lý mới có khả năng kiểm soát và xử lý hiệu quả các chất ô nhiễm trong nước là rất cần thiết để tiết kiệm chi phí nhưng vẫn đảm bảo tính an toàn cho hệ thống nước cấp

Trên cơ sở đó, đề tài “Nghiên cứu thực nghiệm mô hình pilot Ozone/UV kết hợp với BAC

để giảm thiểu sự hình thành DBPs trong cấp nước” được triển khai thực hiện để tìm ra một

phương án khả thi nhằm loại bỏ các NOMs trong nước vốn là tiền chất hình thành của các sản phẩm phụ từ quá trình khử trùng Điều này sẽ giúp giảm thiểu đáng kể tiềm năng hình thành các DBPs trong cấp nước để người dân có thể tiếp cận được với nguồn nước sạch và an toàn với chi phí phù hợp

1.2 MỤC TIÊU VÀ NỘI DUNG CỦA ĐỀ TÀI

1.2.1 Mục tiêu của đề tài

Những mục tiêu chính của đề tài bao gồm:

 Đánh giá tiềm năng hình thành các DBPs của nước sông Sài Gòn (với THMs đại diện) Xác định mối quan hệ giữa tiềm năng sản sinh DBPs với những thông số hữu cơ

 Đánh giá hiệu quả xử lý hợp chất hữu cơ tự nhiên cũng như giảm thiểu tiềm năng hình thành THM của mô hình thực nghiệm pilot tại nhà máy nước Tân Hiệp

1.2.2 Nội dung của đề tài

Nội dung 1: Đánh giá tiềm năng hình thành DBPs của nước sông Sài Gòn được thực hiện

bằng cách lấy mẫu nước thô tại trạm bơm Hòa Phú (Củ Chi) và mẫu nước sau mỗi công đoạn xử

lý tại Nhà máy nước Tân Hiệp (Hóc Môn) trong 12 tháng (từ tháng 05/2010 – 04/2011)

Nội dung 2: Thực nghiệm mô hình pilot tại nhà máy nước Tân Hiệp với nước đầu vào mô

hình được lấy từ sau bể lắng và trước bể lọc cát (từ tháng 10/2010 – 04/2011)

Các chỉ tiêu phân tích gồm: pH, độ màu, độ đục, độ kiềm, chlorine tự do, chlorine tổng, ammonia, nitrite, nitrate, TKN, tổng nitơ, CODMn, độ hấp thu tại bước sóng 254nm (UV254), tổng carbon hữu cơ (TOC), tổng carbon hữu cơ hòa tan (DOC), carbon hữu cơ hòa tan dễ phân hủy sinh học (BDOC), trihalomethanes (TTHM), tiềm năng hình thành trihalomethane (THMFP)

1.3 MÔ HÌNH THỰC HIỆN

Hai quá trình sau đây được lựa chọn để kết hợp xử lý trong mô hình thực nghiệm: (1) Quá trình oxy hóa nâng cao (AOP): Ozone/UV và (2) quá trình lọc than hoạt tính sinh học (BAC) Nghiên cứu dự kiến được thực hiện trên mô hình pilot, công suất 5 – 8 m3/ngày, đặt tại nhà máy

nước Tân Hiệp gồm các thiết bị chính như sau: (a) Mô hình thiết bị tiếp xúc Ozone và UV; (b)

Mô hình thiết bị lưu nước (Retention Tank); và (c) Mô hình cột lọc chứa BAC

1.4 Ý NGHĨA VÀ TÍNH MỚI CỦA ĐỀ TÀI

Hiện nay, trong nước đã có một số nghiên cứu để quản lý và giảm thiểu sự suy giảm chất lượng nguồn nước mặt như của Nguyễn Thị Vân Hà và cộng sự (2007, 2008) đã thực hiện hai đề

tài (1) “Đánh giá ô nhiễm đặc thù trên sông Sài Gòn và đề xuất các giải pháp khai thác sử dụng nước hiệu quả” và (2) “Nghiên cứu đánh giá tổng hợp có cơ sở khoa học và thực tiễn về các nguyên nhân gây ô nhiễm đặc thù nước sông Sài Gòn” Lâm Minh Triết cùng các cộng sự đang triển khai nghiên cứu đề tài “Bảo vệ nguồn nước sông Sài Gòn đảm bảo an toàn cho nhu cầu cấp nước” nhằm đánh giá có cơ sở khoa học và thực tế về mức độ ô nhiễm nguồn nước sông Sài

Gòn; xác định và dự báo được các nguồn gây ô nhiễm; và đề xuất các giải pháp quản lý, kỹ thuật

và công nghệ bảo vệ chất lượng nước sông Sài Gòn đảm bảo an toàn cấp nước Phan Thị Hải Vân

đã thực hiện đề tài “Nghiên cứu áp dụng các quá trình xử lý nâng cao để xử lý nước nguồn bị ô nhiễm chất hữu cơ” nghiên cứu khả năng ứng dụng công nghệ nâng cao để xử lý chất hữu cơ

Tuy nhiên, ở Việt Nam vẫn chưa có các nghiên cứu ở quy mô pilot thử nghiệm cải thiện công nghệ xử lý nước cấp liên quan đến ô nhiễm hữu cơ và DBPs Do đó, đây là một đề tài mới và có tính thực tiễn rất cao

1.5 PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

- Tổng quan tài liệu nghiên cứu: tổng quan quá trình oxy hóa nâng cao (chủ yếu về ozone

và UV), quá trình lọc than hoạt tính sinh học, sự hình thành các sản phẩm phụ sau quá trình khử trùng từ các nguồn trong nước và nước ngoài

- Nghiên cứu thực nghiệm: lấy mẫu thực tế trên Sông Sài Gòn và sau mỗi công đoạn xử lý

tại nhà máy nước Tân Hiệp; vận hành mô hình pilot và thực hiện lấy mẫu định kỳ

- Phương pháp phân tích: phân tích các chỉ tiêu đánh giá chất lượng nước theo TCVN,

các hướng dẫn của USEPA, APHA-AWWA-WEF (1998) với“Standard methods for the examination of water and wastewater” [6,7,8]

- Phương pháp xử lý số liệu: thu thập, thông kê các số liệu; vẽ biểu đồ, đồ thị, bảng biểu;

hoàn chỉnh báo cáo tổng hợp cuối cùng

2 CHƯƠNG 2: TỔNG QUAN

2.1 SỰ HÌNH THÀNH CÁC SẢN PHẨM PHỤ SAU KHỬ TRÙNG

2.1.1 Giới thiệu về sản phẩm phụ sau khử trùng

Khử trùng là một bước xử lý quan trọng trong cấp nước khi một số hóa chất được sử dụng châm vào nước để loại bỏ hoặc tiêu diệt và ngăn chặn sự lan truyền của các vi sinh gây bệnh có trong nguồn nước Bên cạnh nguyên nhân này thì những chất khử trùng còn được dùng để kiểm soát màu, mùi, vị; oxy hóa một số hợp chất đặc biệt và trong vài trường hợp cũng được sử dụng

để tăng cường khả năng keo tụ và hỗ trợ quá trình lọc [9] Trong lịch sử, quá trình khử trùng bằng chlorine được ứng dụng lần đầu tiên tại Bỉ vào đầu những năm 1900s và kể từ đó, số tử vong vì những căn bệnh có liên quan đến nguồn nước ô nhiễm đã giảm nhanh [10] Hiện nay, chất khử trùng hay chất oxy hóa phổ biến được sử dụng là chlorine, chlorine dioxide, chloramine, ozone, tia UV và KMnO4 với mục tiêu loại bỏ được nhiều nhất các mầm vi sinh gây bệnh có trong nước Mỗi chất khử trùng đều có ưu điểm và nhược điểm riêng liên quan đến chi phí giá thành, hiệu quả

xử lý, độ ổn định, tính linh động dễ sử dụng và sự hình thành các sản phẩm phụ Vì vậy, nhờ giá thành rẻ và khả năng tồn tại dư lượng trên đường ống giúp ngăn ngừa sự tái phát triển của vi sinh/tảo mà chlorine hiện được sử dụng như một chất khử trùng rất phổ biến ở Việt Nam

Tuy nhiên, vào đầu những năm 1970s, một số hợp chất hữu cơ có gốc halogen dễ bay hơi đã được xác định là có tồn tại trong mẫu nước có chứa chlorine và một lượng lớn NOM [9] Sau đó, lần lượt các chất sinh ra trong những quá trình như quá trình chlorine hóa, chloramine hóa, ozone hóa đã được xác định như: trihalomethanes, haloacetic acids, haloacetonitriles, chlorophenols và chloral hydrate, v.v theo nghiên cứu của Quimby và cộng sự (1980), Reckow và Singer (1984) [11] Những chất này tạo thành một nhóm các hợp chất được biết đến như là các sản phẩm phụ từ quá trình khử trùng (DBPs) có khả năng gây ra những tác động tiêu cực cho sức khỏe con người theo những nghiên cứu về dịch tễ học [3,9] Những DBPs này với độc tính cao, có khả năng gây nguy hiểm cho con người đang là một trong những mối quan tâm hàng đầu đối với sức khỏe cộng đồng bất chấp những lợi ích tích cực mang lại từ quá trình khử trùng Từ đó, sự đảm bảo cân bằng giữa việc ngăn chặn bệnh dịch lây lan do nguồn nước nhiễm bẩn và những mối đe dọa sức khỏe từ dư lượng các chất khử trùng hay DBPs là rất cần thiết

2.1.1.1 Định nghĩa

Theo định nghĩa, DBPs là sản phẩm của những phản ứng hóa học giữa chất khử trùng dùng trong xử lý nước cấp với các thành phần hữu cơ tự nhiên (NOM) hay ion bromide trong nước

Trong đó, chlorine được đưa trực tiếp vào nước như chất khử trùng sơ cấp và thứ cấp dưới dạng chlorine dioxide, hay chloramines còn bromine tự do là kết quả từ quá trình oxi hóa bằng ion bromide Nitơ hữu cơ có ảnh hưởng lớn đến sự hình thành DBPs chứa nitơ như haloacetonitriles, halopicrins và cyanogen halides theo kết quả nghiên cứu của Hoigné và Bader (1988) [9]

2.1.1.2 Phân loại các sản phẩm phụ sau khử trùng

Hiện tại đã có hơn 700 loại DBPs được xác định, trong đó THMs và HAAs là hai nhóm chính tồn tại phổ biến trong nước cấp sinh hoạt [2] Các loại và nồng độ của các sản phẩm phụ hữu cơ phụ thuộc vào loại và hàm lượng của các chất oxy hóa sử dụng, tính chất hóa học và nồng độ của

NOM bị oxy hóa, thời gian tiếp xúc và các tác nhân khác như pH và nhiệt độ [11]

Bảng 2.1 Danh sách một số sản phẩm phụ của quá trình khử trùng

Sản phẩm phụ vô cơ (Inorganic byproducts)

Chlorate ion Bromate ion Hydrogen Peroxide

Chlorite ion Iodate ion Ammonia

Sản phẩm phụ hữu cơ từ quá trình oxy hóa (Organic oxidation byproducts)

Aldehydes Formaldehyde Acetaldehyde Glyoxal Hexanal Heptanal

Carboxylic Acids Hexanoic Acid Heptanoic Acid Oxalic Acid

Assimilable Organic Carbon

Sản phẩm phụ hữu cơ có gốc halogen (Halogenated organic byproducts)

Trihalomethanes Chloroform Bromdichloromethane (BDCM)

Bromoform Dibromochloromethane (DBCM)

Haloacetic Acids Monochloriacetic Acid Dichloroacetic Acid Trichloroacetic Acid

Monobromoacetic Acid Dibromoacetic Acid

Haloacetonitriles Dichloroacetonitrile Bromochloroacetonitrile

Dibromoacetonitrile Trichloroacetonitrile

Haloketones 1,1-Dichloropropanone 1,1,1-Trichloropropanone

Chlorophenols 2-Chlorophenol 2,4-Dichlorophenol 2,4,6-Trichlorophenol

Chloropicrin Cyanogen Chloride Chloral Hydrate N-Organochloramines

MX* (3-Chloro-4-(dichloromethyl)-5-hydroxy-2(5H)-furanone)

(Nguồn: [9])

Bên cạnh các dư lượng của những chất khử trùng được sử dụng (gồm hypochlorous acid, hypochlorite ion, monochloramine, chlorine dioxide…) thì những DBPs trong nước có thể được phân loại thành các nhóm chính:

- Sản phẩm phụ vô cơ: bao gồm chlorate, chlorite, bromate Ion bromide phản ứng với các

chất oxy hóa mạnh hình thành ion bromate và các DBPs hữu cơ khác Chlorine dioxide và chloramines dư trong nước ảnh hưởng đến sức khỏe con người, cũng như gây ra mùi vị

- Sản phẩm phụ hữu cơ từ quá trình oxy hóa: bao gồm aldehydes, ketones, carbon hữu cơ

đồng hóa (Assimilable Organic Carbon – AOC), carbon hữu cơ hòa tan dễ phân hủy sinh học (Biodegradable Dissolved Organic Carbon – BDOC) Các sản phẩm phụ hữu cơ của

quá trình oxy hóa hình thành do phản ứng giữa NOM và các tác nhân oxy hóa thêm vào trong quá trình xử lý nước uống Trong đó, AOC thường sử dụng như chỉ tiêu thay thế cho tiềm năng phát triển trở lại của các vi sinh trong hệ thống phân phối

- Sản phẩm phụ hữu cơ có gốc halogen: bao gồm các chất như THMs, HAAs, haloketones

và một số chất khác Những chất này được hình thành chủ yếu từ quá trình chlorine hóa

và có chứa các gốc halogen trong cấu tạo phân tử như gốc chlorine, bromide

2.1.1.3 Đánh giá độc tính của các DBPs

Nhiều DBPs thuộc nhóm có chứa gốc halogen đều có khả năng gây nguy hiểm cho sức khỏe của con người trong quá trình phơi nhiễm ngắn hạn cũng như dài hạn Ảnh hưởng sức khỏe của các DBPs và các chất khử trùng đã được đánh giá tương đối cụ thể qua các nghiên cứu dịch tễ học cũng như các nghiên cứu độc học trên động vật trong phòng thí nghiệm

Bảng 2.2 Ảnh hưởng đến sức khỏe của các DBPs trong nước cấp [9]

Bromdichloromethane (BDCM) B2 2,4,6-Trichlorophenol B2

Chú thích:

(1)

Hệ thống phân loại các chất hóa học theo khả năng gây ung thư

(2)

Dựa theo mức độ phơi nhiễm do hô hấp

 Nhóm A: Gây ung thư ở người Có đầy đủ bằng chứng theo các nghiên cứu dịch tễ học để phân tích mối liên hệ giữa sự phơi nhiễm và bệnh ung thư

 Nhóm B: Có thể gây ung thư nhiều Có một số bằng chứng theo các nghiên cứu dịch tễ học (nhóm B1) và/hoặc đầy đủ các bằng chứng trên các nghiên cứu ở động vật (B2)

 Nhóm C: Có thể gây ung thư Có một số bằng chứng theo các nghiên cứu ở động vật và không đầy đủ hay không có dữ liệu đối với cơ thể con người

 Nhóm D: Không thể phân loại Không đầy đủ/không có bằng chứng gây ung thư ở người và động vật

 Nhóm E: Không có bằng chứng gây ung thư ở người Không có bằng chứng về ung thư trong ít nhất hai thí nghiệm trên động vật ở các loài khác nhau hoặc trên các nghiên cứu dịch tễ học và động vật (Nguồn: Hướng dẫn phân loại các chất gây ung thư theo USEPA, 1996)

Sau đây là một số đánh giá tổng hợp về độc tính và liều lượng có khả năng gây ảnh hưởng của các nhóm chất DBPs lên sức khỏe con người và sinh vật khác

Nhóm Trihalomethanes (THMs):

Nhóm này bao gồm chloroform, DBCM, BDCM và bromoform và đều được đánh giá có tiềm năng gây ung thư với tỷ lệ 1/100.000 ở người ở nồng độ từ 1.9 µg/L Các chất chloroform, bromoform và DBCM được xếp vào nhóm chất thải nguy hại theo USEPA Trong đó, BDCM cho thấy có bằng chứng gây ung thư trên động vật (cá, chuột) nhưng chưa có liên hệ với con người Do đó, chất này chỉ được xem là chất có khả năng gây ung thư với con người (nhóm B2) [9] Đối với bromoform và DBCM, tuy tồn tại trong nước cấp với lượng rất thấp nhưng gây ảnh hưởng nhiều đến gan, thận và hệ thần kinh trung ương Những con đường xâm nhập chính của các THMs này cũng tương tự như chloroform nhưng chủ yếu qua nước uống và tiếp xúc qua da nhưng không có ghi nhận khoa học về xâm nhập qua đường hô hấp

Đối với chloroform - chất chiếm ưu thế và có nhiều ảnh hưởng đến sức khỏe người sử dụng qua đường hô hấp, tiêu hóa (qua nước uống), qua da khi tiếp xúc với nước có hàm lượng THMs cao (tắm, giặt, bơi lội, nấu ăn) Nồng độ chất này trong không khí dao động từ 0.1 – 10.0 µg/m3

và khoảng 1.0 – 20.0 µg/m3 đối với không khí trong nhà Mức độ phơi nhiễm chloroform qua nước uống trung bình được ước tính là 0.5 – 10 µg/kg khối lượng cơ thể mỗi ngày Chloroform được ghi nhận có độc tính trên người và động vật ở các cơ quan như hệ thần kinh trung ương, gan

và thận Nghiên cứu của Bove và cộng sự (1995) cho thấy hàm lượng chloroform trong nước cao (với TTHM >100µg/L) sẽ gây ra những ảnh hưởng đến quá trình phát triển của thai nhi như nhẹ cân, tổn thương trên đầu mút các dây thần kinh và hệ thần kinh trung ương

Theo nguồn tài liệu: “Toxicological Profile for Chloroform” và “Toxicological Profile for Bromoform and Dibromo-methane” (US Department of Health and Human Services), hàm lượng

đe dọa tối thiểu của các THMs (Minimal Risk Levels - MRLs) được trình bày trong bảng 2.3 Bảng 2.3 MRLs của một số chất THMs điển hình (US DHHS, 2000)

ống cấp tính (<14 ngày) 0.3 mg/kg/ngày 0.1 mg/kg/ngày 0.7 mg/kg/ngày

tạm thời (15 - 364 ngày) 0.1 mg/kg/ngày 0.09 mg/kg/ngày 0.2 mg/kg/ngày

dài hạn (> 365 ngày) 0.01 mg/kg/ngày - 0.02 mg/kg/ngày Kết quả các nghiên cứu đối độc học trên động vật phòng thí nghiệm và tính toán quy đổi (nhân với hệ số ngoại suy từ động vật sang con người và hệ số dao động giữa con người) ra các kết quả tương ứng cho con người Như vậy với các số liệu sử dụng được từ bảng trên: một người lớn trưởng thành cân nặng trung bình 70kg và mỗi ngày tiêu thụ 3 lít nước/ngày thì với MRLs của phơi nhiễm dài hạn ở mức 0.01 mg/kg/ngày thì nồng độ chloroform, DBCM và bromoform trong nước uống cho phép lần lượt là 24 µg/L, không xác định và 48 µg/L Tương ứng ở mức phơi nhiễm tạm thời đối với các chất trên lần lượt là 240 µg/L, 216 µg/L và 480 µg/L

Nhóm Haloacetic acids (HAAs):

Bao gồm những chất chủ yếu sau: bromoacetic acid (MBA), bromochloroacetic acid (BCA), chloroacetic acid (MCA), dibromoacetic acid (DBA), dibromochloroacetic acid (DBCA), dichlo-roacetic acid (DCA), dichlorobromoacetic acid (DCBA), tribromoacetic acid (TBA) và trichloro-acetic acid (TCA) Trong đó, MCA khi xâm nhập vào cơ thể người sẽ tấn công lên da, mắt và hệ

hô hấp Riêng DCA và TCA được chứng minh gây ung thư trên loài vật với ngưỡng cho phép ở động vật là 40 mg/kg khối lượng cơ thể và tác động chủ yếu là ở những cơ quan như gan và thận [11,12] Tuy vậy vẫn chưa có nhiều nghiên cứu đã xác định ngưỡng gây nguy hiểm cho con người Đối với những HAAs có gốc bromo- thì được đánh giá là chưa có bằng chứng gây ảnh hưởng đến sức khỏe con người Mặt khác, do hàm lượng HAAs trong nước ăn uống thì thấp hơn THMs (phụ thuộc nhiều vào pH, HAAs hình thành nhiều khi pH thấp) nên khả năng gây ảnh hưởng tức thời và ngắn hạn đến sức khỏe người sử dụng không cao Còn ảnh hưởng dài hạn của các HAAs trong nước uống thì cần tiến hành nhiều nghiên cứu mới

Nhóm Haloaldehydes: gồm những chất chính: bromoacetaldehyde, chloroacetaldehyde,

dibromoacetaldehyde, dichloroacetaldehyde, tribromoacetaldehyde, trichloroacetaldehyde và chloralhydrate Trong đó, chloroacetaldehyde sẽ tấn công lên mắt, da và màng cơ bắp và theo USEPA thì chất này được xếp vào nhóm gây ung thư cho con người [11]

Nhóm Haloketones (HKs): Bao gồm các chất chủ yếu sau: 1,1-dichloroacetone;

1,3-dichloroacetone và 1,1,1-trichloroaceton Trong đó, khả năng gây ung thư và ảnh hưởng đến hệ thần kinh trung tâm của các hợp chất như 1,1-dichloropropanone và 1,1,1-trichloropropanone trên động vật (chuột, chó) cũng được ghi nhận (Bull và Robinson, 1986 – Ref [11])

Nhóm Haloacetonitriles (HANs): Bao gồm các chất chính: bromoacetonitrile (BAN),

bromochloroacetonitrile (BCAN), chloro-acetonitrile (CAN), dibromoacetonitrile (DBAN), dichloroacetonitrile (DCAN), tribromoaceton-itrile (TBAN) và trichloroacetonitrile (TCAN) Trong đó, DCAN có khả năng gây độc tính lên tế bào vi khuẩn Tác động hệ gen và khả năng gây ung thư của BAN, DBAN và BCAN cũng được ghi nhận [11] Một số các HANs cũng gây ảnh hưởng phá hủy DNA trong nghiên cứu thử nghiệm trên chuột (Pereira et al., 1986 – Ref [12])

Chloropicrin (CP): Chất này khi xâm nhập vào cơ thể con người thường tấn công chủ

yếu vào hệ thống hô hấp, phổi, mắt và da

Nhóm Chlorophenols: Theo USEPA, 2-chlorophenol; 2,4-dichlorophenol và

2,4,6-trichlorophenol được xếp vào nhóm “Priority Toxic Pollutants and Hazardous Wastes” Khả năng gây ung thư của những chất này với tỷ lệ 1/100.000 bắt đầu xuất hiện ở nồng độ 12 µg/L [11,12]

2.1.2 Quá trình hình thành các sản phẩm phụ sau khử trùng

2.1.2.1 Tiền chất hình thành DBPs (DBP precursors)

Nhiều nghiên cứu chỉ ra rằng NOM là các tiền chất hình thành DBPs hữu cơ theo như kết quả của Stevens và cộng sự (1976), Babcock và Singer (1979), Chirstman và cộng sự (1983) [9] Chlorine sử dụng trong quá trình khử trùng phản ứng với NOM để hình thành các DBPs khác nhau bao gồm THMs, HAAs, và các chất khác Ozone phản ứng với NOM thành aldehydes, organic acids, aldo- và keto- acids [9,10] Bên cạnh NOMs thì một tiền chất khác của DBPs là ion bromide Nó có thể bị oxy hóa thành hypobromous acid mà có thể phản ứng với NOM hình thành brominated DBPs, như bromoform Mặt khác, ozone có thể phản ứng với ion bromide (OBr-

) hình thành ion bromate (BrO-3) Tỉ lệ ion bromide và liều lượng chlorine ảnh hưởng đến việc hình thành THMs [9] Khi TOC được loại bỏ thông qua quá trình xử lý, hàm lượng chlorine giảm

và việc hình thành THMs giảm theo Tuy nhiên, cùng một lúc cả ion bromide và hàm lượng chlorine tăng thì nồng độ THMs tăng cao hơn, và có nhiều các THMs chứa bromide

Giới thiệu về NOM:

Theo định nghĩa, NOM bao gồm một nhóm các hợp chất rất đa dạng về cấu trúc phân tử và tính chất hóa học; có nguồn gốc tử quá trình phân hủy tự nhiên của xác thực vật và chất thải của các sinh vật [4] Những thành phần nguyên tố chủ yếu của NOM gồm carbon (45 - 55%), oxy (35%), nitơ, hydro và lưu huỳnh NOM có mặt trong tất cả các loại nước kể cả nước mặt lẫn nước ngầm gây ra màu vàng, nâu đục trong nước thô và ảnh hưởng đến cảm quan của người sử dụng NOM còn có ảnh hưởng đến các chất ô nhiễm vi lượng khác trong nước do có khả năng kết hợp, bắt giữ với các chất ô nhiễm vô cơ và hữu cơ khác theo như kết quả nghiên cứu của Pelekani và cộng sự (1999) [13]

Hình 2.1 Cấu trúc điển hình của humic và fulvic acid [2]

Nồng độ NOM trong nước mặt dao động từ 2 – 15 mg/L tùy theo các mùa trong năm và tùy thuộc vào nguồn nước, trong đó NOM của nước ngầm thường thấp hơn nước mặt và nước hồ thường thấp hơn nước sông [13] Về phân loại, NOM trong nước có thể chia thành các chất kỵ

nước (hydrophobic) bao gồm chủ yếu là humic với cấu trúc đặc trưng có nhiều vòng thơm, nối đôi và các chất ưa nước (hydrophilic) chủ yếu là hợp chất carbonhydrates, đường, amino acids

Trong đó, những acid kỵ nước chiếm đến hơn 50% giá trị TOC trong nước [9,13]

Xác định hàm lượng NOM trong nước:

Loại và nồng độ NOM thường được ước tính bằng các phương pháp sử dụng chất thay thế Mặc dù các thông số thay thế có giới hạn nhưng chúng vẫn được sử dụng vì có thể xác định được

dễ dàng hơn, nhanh hơn và rẻ hơn các thông số mong muốn Các thông số thay thế bao gồm:

- TOC và DOC; vì NOM là một nhóm các hợp chất nên để xác định, người ta thường dựa

vào hàm lượng tổng carbon hữu cơ (Total Organic Carbon – TOC) vì đây là nguyên tố

chiếm ưu thế TOC lại chia thành hai nhóm theo kích thước với phần dạng hạt gọi là POC

với kích thước lớn hơn 0.45µm và phần carbon hữu cơ hòa tan (Dissovled Organic Carbon – DOC) Thông thường, khoảng hơn 90% TOC là DOC

- Độ hấp phụ ở bước sóng 254 nm (UV 254 ): là một chất chỉ thị tốt để đánh giá sự hiện diện

của NOM trong nước vì những hợp chất hữu cơ có cấu trúc mạch vòng, vòng thơm có khả năng hấp thụ cao phổ UV ở bước sóng 254nm

- Phương pháp hấp phụ ánh sáng cực tím đặc thù (Specific UltraViolet light Absorbance -

SUVA): được tính bằng độ hấp phụ ở bước sóng 254nm (UV254) chia cho nồng độ DOC (SUVA = (UV254/DOC)*100, đơn vị L/mg-m);

- Tiềm năng hình thành THM (THMFP): kiểm tra bằng lượng THMs hình thành với hàm lượng lớn chlorine dư và trong thời gian phản ứng dài;

- Hệ thống phân phối mô phỏng TTHM Simulated Distribution System (SDS): kiểm tra ước tính nồng độ TTHM tại một số điểm lựa chọn trên hệ thống phân phối, ở nơi có điều kiện để kiểm tra chlorine trên hệ thống phân phối

2.1.2.2 Quá trình hình thành các DBPs trong cấp nước

Các DBPs được hình thành khi các hợp chất hữu cơ tự nhiên (NOM) phản ứng với chlorine tự

do hoặc bromine tự do Một số các sản phẩm phụ này bị halogen hóa, một số khác thì không Các DBPs không có halogen cũng hình thành khi các chất oxy hóa mạnh tác dụng với các hợp chất hữu cơ Quá trình oxy hóa bằng ozone và peroxone các chất hữu cơ cung dẫn đến việc hình thành các aldehydes, aldo- và keto- acids và acid hữu cơ khi có sự hiện diện của các ion bromide, brominated organics [9,10] Rất nhiều các sản phẩm phụ của quá trình oxy hóa là dễ phân hủy và được đánh giá bằng các hợp chất carbon hữu cơ hòa tan dễ phân hủy sinh học (BDOC) và carbon hữu cơ có thể đồng hóa (AOC) trong nước Ion bromide đóng vai trò quan trọng trong sự hình thành DBP Ozone và chlorine dư oxi hóa ion bromide thành hypobromate ion/hypobromous acid, là các DBPs có chứa bromide Các DBPs hữu cơ chứa bromide bao gồm các hợp chất như bromoform, brominated acetic acids và acetonitriles, bromopicrin, và cyanogen bromide [9] Một số cơ chế phản ứng hình thành các DBPs trong nước cấp được xác định như sau [13]: Khi chlorine được châm vào trong nước: HOCl là acid yếu (pKa khoảng 7.5) nên tiếp tục phân ly: Hình thành THMs: và

Sự hình thành các DBPs trong cấp nước, trong đó có THMs được hình thành theo nhiều cơ chế phản ứng khác nhau và giả thuyết được chấp thuận phổ biến là phản ứng haloform

Hình 2.2 Haloform reaction [9]

2.1.2.3 Các yếu tố ảnh hưởng đến sự hình thành DBPs

Các tác nhân chính ảnh hưởng đến quá trình hình thành DBPs trong nước bao gồm: giá trị

pH, thời gian tiếp xúc, loại và nồng độ các NOMs, loại chất oxy hóa/khử trùng và liều lượng sử

dụng (chlorine), nồng độ ion bromide, nồng độ nitơ hữu cơ, mùa và nhiệt độ

Ảnh hưởng của pH: Giá trị pH của nước khử trùng có ảnh hưởng đến việc hình thành

các sản phẩm phụ theo Reckhow và Singer (1985), Stevens cùng cộng sự (1989) [11] Khi pH tăng, sự hình thành THMs gia tăng nhưng việc hình thành HAAs, HANs, và trichloropropanone thì lại giảm Việc hình thành TOX (tồng carbon hữu cơ có chứa gốc halogen) giảm khi tăng pH vì

ở pH cao (>8) thì những DBPs có gốc halogen bắt đầu bị thủy phân Theo các nghiên cứu về các

mô hình quá trình chlor hóa các hợp chất humic, giá trị pH cao có khuynh hướng làm gia tăng việc hình thành chloroform cũng như các hợp chất halogen hữu cơ khác

Ảnh hưởng của thời gian tiếp xúc: Sự hình thành THMs và HAAs gia tăng theo thời

gian tiếp xúc nhưng HANs và haloketons được hình thành lúc ban đầu sẽ phân hủy như là một kết quả của quá trình thủy phân và phản ứng với chlorine dư (Singer, 1994 – Ref [9])

Ảnh hưởng của nồng độ và tính chất NOM: Khi hàm lượng NOMs trong nước cao thì

sự hình thành DBPs cũng gia tăng theo Tính chất của NOM đóng một vai trò quan trọng vì số lượng vòng thơm hoạt tính sẽ thúc đẩy sự hình thành DBPs [10] Humic acid có nhiều vòng thơm

và kích thước phân tử lớn hơn fulvic acid nên sẽ linh động hơn với các gốc halogen và được xem như tiền chất chính hình thành DBPs theo kết quả nghiên cứu của Kampioti và Stephanou

(2002); Liang và Singer (2003) [11] Ngoài ra sự đa dạng của NOMs trong nước sẽ dẫn đến sự phong phú tương ứng ở các loại/nhóm DBPs được hình thành

Ảnh hưởng của liều lượng chlorine sử dụng: Khi liều lượng chlorine sử dụng và

chlorine dư tăng thì sự hình thành HAAs chiếm ưu thế hơn sự hình thành THMs Ngoài ra những DBPs gốc halogen có 3 gốc chlor sẽ được hình thành nhiều hơn các DBPs có 1 hay 2 gốc chlor;

và nhiều hơn các DBPs có liên quan đến bromate Khi thiếu hụt chlorine dư lượng trong nước thì quá trình hình thành THMs và HAAs đều dừng lại [11]

Ảnh hưởng của ion bromide: Với sự hiện diện của ion bromide thì những DBPs có gốc

hỗn hợp chloro-bromo sẽ hình thành nhiều hơn Đây là kết quả quá trình oxy hóa bromide thành hypobromous acid (HOBr) bởi chlorine và phản ứng giữa HOBr va HOCl dư lượng với NOM [11] Người ta cũng xác định được rằng, hiệu quả thay thế gốc halogen (tính bằng lượng CHX3hình thành trên mỗi mole X2 tiêu thụ) của bromine luôn luôn cao hơn so với chlorine

Ảnh hưởng của nhiệt độ và mùa: Khi nhiệt độ gia tăng thì phản ứng cũng diễn ra

nhanh hơn, nhu cầu chlorine cũng tăng theo vì các chất khử trùng dễ dàng bị phân hủy/tiêu thụ, dẫn đến lượng chất khử trùng sử dụng tiêu tốn nhiều và do đó, sự hình thành DBPs nhiều hơn Hàm lượng DBPs được ghi nhận cao hơn vào mùa hè so với mùa đông theo nghiên cứu của Williams và cộng sự (1997); Golfinopoulos và cộng sự (1993, 1996a); LeBel và cộng sự (1997) [11]

Sau đây là một số công thức dự đoán sự hình thành DBPs trong nước dưới ảnh hưởng các yếu

tố trên tham khảo từ các nghiên cứu đã thực hiện trước đây:

Bảng 2.4 Một số công thức dự đoán sự hình thành DBPs trong nước thô [11,12]

CTTHM = 0.00309(TOC.UV254)0.44CCl20.409t0.265T1.06(pH-2.6)0.715(CBr+1)0.03 Harrington et al., 1992

CCHCl3 = 0.278(TOC.UV254)0.616CCl20.391t0.265T1.15(pH-2.6)0.8(CBr+1)-2.32 Malcolm Pirnie, 1992

CTCAA = 87.102TOC0.335UV2540.910CCl20.881t0.264pH-1.732(CBr+1)-0.679 Malcolm Pirnie, 1992

HAA6 = 101.2 (DOC*UV254)0.452CCl20.194t0.18T0.346pH-0.623(CBr)-0.0698 EPA, 1998

Trong đó: nồng độ các chất DBPs tính theo µg/L; THMFP và TCAAFP tính theo µg/mgC; ActAr-R là lượng vòng thơm hoạt tính (mM/gC); T là nhiệt độ (oC); t thời gian (h); CBr (mg/L)

2.1.3 Một số phương pháp kỹ thuật kiểm soát DBPs trong nước cấp

2.1.3.1 Loại bỏ tiền chất hình thành DBPs

Nâng cao hiệu quả quá trình keo tụ: điều này phụ thuộc nhiều vào độ kiềm của nước, khi độ kiềm thấp thì lượng hóa chất phèn cần sử dụng thấp Tính kỵ nước hay háo nước của NOM cũng đóng vai trò quan trọng trong việc nâng cao hiệu quả xử lý vì các NOM kỵ khí dễ bị keo tụ hơn

so với các hợp chất háo nước [11]

Hấp phụ bằng than hoạt tính dạng hạt (GAC): đây là phương án khá đắt tiền và thường có yêu cầu quá trình lọc tinh phía sau Thời gian tiếp xúc thông thường là 15 phút và than được tái sinh sau mỗi ba đến sáu tháng Việc giảm pH hay tăng lượng phèn sử dụng ở bước xử lý trước có thể giúp tăng hiệu quả của quá trình [9]

Hấp phụ bằng than hoạt tính dạng bột (PAC): liều lượng và thời gian tiếp xúc là những yếu tố chính ảnh hưởng đến hiệu quả của quá trình xử lý [11]

Lọc màng: đây cũng là một phương pháp xử lý DBPs có chi phí cao Loại màng lọc Nano với khoảng kích thước phân từ 200 – 500 daltons thường được lựa chọn sử dụng

2.1.3.2 Thay đổi chất khử trùng

Monochloramine: ít tạo thành các DBPs ngoại trừ DCA và cyanogen chloride nhưng nó không thích hợp làm chất khử trùng chính và cũng không đạt hiệu quả trong kiểm soát mùi vị theo nghiên cứu của Cowman và Singer (1994) [11]

Ozone: đây là chất khử trùng và oxy hóa hiệu quả nhưng lại không bền vững để hình thành dư lượng trên mạng lưới Khi có sự xuất hiện của bromide thì các brominated DBPs sẽ dễ dàng hình thành [10]

Chlorine dioxide: đây là chất khử trùng và oxy hóa hiệu quả thường dùng để kiểm soát mùi

vị Nó không có khả năng gây ra sự hình thành các DBPs ngoại trừ chlorite và các sản phẩm phụ của nó cũng khá tương đồng với ozone [9]

Permanganate: là chất oxy hóa hiệu quả để khử mùi vị nhưng lại có tính khử trùng kém Nó

có thể dẫn đến sự hình thành MnO2 gây nhiều vấn đề cho các nhà máy xử lý nước [11]

Tia UV: là chất khử trùng hiệu quả nhưng yêu cầu nước xử lý phải có độ đục thấp

Hiện nay, ozone và chlorine dioxide đang được sử dụng như chất khử trùng phổ biến tại Mỹ

và Châu Âu Sự kết hợp các chất khử trùng/oxy hóa kể trên với nhau được cũng được áp dụng thường xuyên để tăng hiệu quả khử trùng cũng như đảm bảo dư lượng chất khử trùng trên mạng lưới phân phối [3,11,14]

2.1.3.3 Xử lý DBPs

Thổi khí (Air stripping): có nhược điểm là phát thải ô nhiễm không khí

Thẩm thấu ngược (Reserve osmosis): có thể xử lý từ 85 – 90% các chất hữu cơ Khi công nghệ màng được cải tiến và giá thành chi phí đầu tư và xử lý giảm thì đây hứa hẹn là phương pháp xử lý DBPs hiệu quả cả về mặt kinh tế lẫn kỹ thuật

Than hoạt tính dạng hạt (GAC): loại bỏ DBPs hiệu quả nhưng cần kiểm tra đánh giá thêm về

ô nhiễm vi sinh trong nước đầu ra sau quá trình xử lý

2.1.4 Quy định tiêu chuẩn về một số DBPs điển hình trong nước cấp

2.1.4.1 Trên thế giới

Năm 1979, USEPA đã đặt mức ô nhiễm tối đa (Maximum Contaminant Levels - MCLs) đối

với tổng THMs (TTHMs) là 0.10 mg/L Đến khi luật DBP giai đoạn 1 được ban hành (1998),

nồng độ MCL của các DBPs điển hình được quy định là: 0.08 mg/L đối với TTHMs và 0.06 mg/L với nhóm HAA5 gồm MCAA, DCAA, TCAA, MBAA và DBAA; chlorite là 1 mg/L;

bromate là 0.01 mg/L với trường hợp chất khử trùng là ozone được sử dụng

Năm 1998, Ủy Ban Châu Âu đã ban hành một tiêu chuẩn riêng biệt dành cho tổng 4 chất

THMs (chloroform, bromoform, BDCM và DBCM) là 100 µg/L trong tài liệu “European Union Drinking Water Directive” Trong đó 40 µg/L đối với chloroform và 15 µg/L cho BDCM

Theo hướng dẫn của Tổ chức Y tế Thế giới (World Health Organization - WHO, 2005) trong

tài liệu “Guidelines for Drinking-water Quality” quy định:

- Nhóm THMs: 200 µg/L cho chloroform, 100 µg/L cho bromoform, 60 µg/L cho BDCM

và 100 µg/L cho DBCM Tuy nhiên, giá trị giới hạn này chỉ đưa ra trong trường hợp phơi nhiễm qua một đường duy nhất là nước uống Đồng thời để tránh tình trạng cộng hưởng gia tăng độc tính và ảnh hưởng của các chất THM thì cần đảm bảo:

- Nhóm HAAs: 50 µg/L đối với DCAA; 100 µg/L đối với TCAA

- Nhóm HANs: 90 µg/L đối với DCAN; 100 µg/L đối với DBAN; 1 µg/L đối với TCAN

2.1.4.2 Tại Việt Nam

Theo QCVN 01:2009/BYT có quy định về hóa chất khử trùng và DBPs như sau:

Bảng 2.5 Quy chuẩn Việt Nam đối với hóa chất khử trùng và sản phẩm phụ

Clo dư 0,3 - 0,5 mg/L Axit dicloroaxetic 50 µg/L

CO2, H2O, các acid vô cơ Từ các tác nhân oxy hóa thông thường như hydrogen peroxide, ozone hay UV có thể nâng cao khả năng oxy hóa của chúng bằng các phản ứng khác nhau để tạo

ra gốc OH*, thực hiện quá trình oxy hóa gián tiếp thông qua gốc OH* Vì vậy các quá trình này

được gọi là các quá trình oxy hóa nâng cao (Advanced Oxidation Processes – AOPs)

Mặt khác với khả năng oxy mạnh, quá trình AOPs còn được ứng dụng để xử lý các hợp chất hữu cơ khó phân hủy, các thành phần độc hại… Các quá trình AOPs rất thích hợp và đạt hiệu quả cao trong việc phân huỷ các chất hữu cơ khó phân huỷ (POPs), hydrocarbon, halogen hóa, hydrocarbon aromatic (benzene, toluene, ethyl benzene, xylen…), PCBs, nitrophenol, các hóa chất bảo vệ thực vật, dioxin và furans, thuốc nhuộm … Bên cạnh đó, quá trình AOPs cũng rất hiệu quả so với các tác nhân diệt khuẩn truyền thống (chlorine) nên các gốc OH* ngoài khả năng

tiêu diệt triệt để các vi khuẩn thông thường như Escherrichia Coli, Coliform còn diệt được các tế bào vi khuẩn và virus gây bệnh mà chlorine không thể diệt được như Campylobater, Tersina,

Mycobacteria, Legionella, Cryptosporidium… nên có thể ứng dụng cho quá trình khử trùng mà

không cần lo ngại về các DBPs hình thành trong nước sau xử lý Tuy nhiên hạn chế lớn nhất của phương pháp này vẫn là chi phí đầu tư chế tạo các thiết bị và kỹ thuật vận hành hệ thống xử lý đòi hỏi chuyên môn cao

2.2.1.1 Giới thiệu về gốc hydroxyl (OH*)

Gốc tự do OH* là một tác nhân oxy hóa rất mạnh, không chọn lọc và có khả năng oxy hóa nhanh chóng hầu hết các chất hữu cơ Thế oxy hóa gốc tự do OH* được so sánh với thế oxy hóa của các chất oxy hóa truyền thống và cho thấy giá trị vượt trội (Bảng 2.6) Gốc tự do OH* có khả năng phản ứng với các chất hữu cơ với tốc độ nhanh từ hàng triệu tới hàng chục tỷ lần Do có thế oxy hóa cao nên một khi được tạo thành, gốc OH* sẽ khơi mào cho một phản ứng dây chuyền Dạng phản ứng phổ biến của OH* với chất hữu cơ là sự tách nguyên tử hydro để bắt đầu chuỗi phản ứng oxy hóa

Bảng 2.6 Thế oxy hóa của một số chất oxy hóa

Chất oxy hóa Thế oxy hóa (V) Chất oxy hóa Thế oxy hóa (V)

- Phản ứng cộng với các hợp chất no và không no, tạo thành nước và gốc mới hoạt động:

OH* + CH3-CO-CH3  *CH2COCH3 +H2O

- Phản ứng trao đổi điện tử tạo ra gốc ion mới hoạt động:

OH* + CH3-S-C6H5  [CH2COCH3]+* +H2O

Quá trình phản ứng tiếp tục phát triển nhờ các gốc mới sinh ra theo kiểu phản ứng chuỗi cho đến khi vô cơ hóa (khoáng hóa) hoàn toàn hay chuỗi phản ứng bị đứt [16]

Bảng 2.7 Hằng số tốc độ phản ứng giữa OH* và Ozone trong môi trường nước

-1

s -1

Hợp chất hữu cơ chứa S 10 – 1,6x10-3 109 – 1010

Hợp chất hữu cơ chứa Nitơ 10 – 102 108 – 1010

2.2.1.2 Một số quá trình AOPs điển hình

Bên cạnh quá trình O3/UV, những hệ AOPs khác như O3/H2O2; H2O2/UV hay O3/H2O2/UV; phản ứng Fenton, quang Fenton; xúc tác TiO2… cũng được ứng dụng rộng rãi để xử lý các chất độc hại, các thành phần khó phân hủy có trong nước nhờ khả năng sản sinh gốc OH* có khả năng oxy hóa mạnh Các quá trình AOPs có thể được phân loại thành các nhóm chính như sau [2]:

- AOPs trên nền UV: ví dụ như UV/H2O2 và VUV

- AOPs trên nền Ozone: ví dụ như O3/H2O2, O3/UV, O3/H2O2/UV và O3/H2O2/TiO2

- Quá trình quang hóa dị thể TiO2/UV

- Phản ứng Fenton

- Quá trình oxy hóa xúc tác

- Quá trình oxy hóa điện hóa

- Sóng siêu âm

So với các quá trình AOPs khác thì những quá trình oxy hóa nâng cao trên nền Ozone được nghiên cứu tìm hiểu và ứng dụng rộng rãi hơn

Quá trình Ozone thuần túy:

Ozone (O3) là một tác nhân oxy hóa mạnh trong số các chất oxy hóa thông dụng, có thế oxy hóa 2.07V, vì vậy ozone có thể xảy ra phản ứng oxy hóa với nhiều chất hữu cơ, vô cơ trong nước Ozone oxy hóa các chất khác theo hai hướng chính là: (1) oxy hóa trực tiếp bằng phân tử O3 hòa tan trong nước và (2) oxy hóa gián tiếp thông qua gốc hydroxyl OH* hình thành do sự phân hủy

O3 trong nước Hai con đường oxy hóa nói trên của ozone xảy ra cạnh tranh nhau

Quá trình oxy hóa trực tiếp bằng phân tử ozone xảy ra tương đối chậm so với oxy hóa gián tiếp thông qua gốc OH* do sự phân hủy ozone tạo ra Nồng độ O3 trong nước khi ozone hóa tương đối cao, trong khi đó nồng độ gốc OH* thông thường lại tương đối nhỏ, vì thời gian tồn tại của gốc OH* ngắn (thời gian bán hủy tính bằng phần nghìn giây), nên nồng độ gốc OH* khi oxy hóa bằng ozone không bao giờ vượt quá 10-12M [15,16] Hoigné cùng các cộng sự (1997) đã nhận thấy, trong điều kiện acid, con đường oxy hóa trực tiếp bằng phân tử ozone là chủ yếu, trong điều kiện pH cao, hoặc có những tác nhân khác như H2O2, UV, chất xúc tác… tạo thuận lợi cho quá trình hình thành gốc OH*, con đường oxy hóa gián tiếp thông qua gốc hydroxyl sẽ là chủ yếu và hiệu quả oxy hóa các chất ô nhiễm được nâng cao đáng kể [9]

Quá trình H 2 O 2 /O 3 :

Quá trình oxy hóa của ozone với sự có mặt của hydrogen peroxit (O3/H2O2) được gọi là quá trình peroxon Sự khác nhau cơ bản giữa quá trình ozone và peroxon là quá trình ozone oxy hóa các chất ô nhiễm chủ yếu trực tiếp bằng phân tử ozone trong nước trong khi đó quá trình peroxon oxy hóa chất ô nhiễm chủ yếu là gián tiếp thông qua gốc hydroxyl được tạo ra từ ozone Cơ chế hình thành gốc OH* trong quá trình peroxon:

Do sự có mặt của H2O2 đã gia tăng đáng kể quá trình tiêu thụ và phân hủy ozone làm cho sự chuyển hóa ozone từ pha khí sang pha lỏng được tăng cường Vì quá trình oxy hóa thông qua gốc OH* hiệu quả hơn sự oxy hóa trực tiếp bằng phân tử O3 nên quá trình peroxon được sử dụng rất phổ biến gần đây để xử lý những chất hữu cơ khó bị oxy hóa trong nước uống và nước thải

- Đối với nước uống: quá trình peroxon được áp dụng để xử lý các chất gây mùi, vị khó chịu như geosmin, 2-metylosbocneol (MIB), các hợp chất hữu cơ chứa chlorine, tiêu diệt

những vi khuẩn như Giardia và Cryptosporidium

- Đối với nước thải: quá trình peroxon được xử lý các chất màu hoặc các chất hữu cơ chứa gốc halogen như tricloetylen (TCE), percloetylen (PCE), dicopropen (DCPE), clopentan (CPA), diclodtan (DCA)…, các hợp chất của phenol, các alcohol và acid ngắn mạch Quá trình O3/H2O2 thường dừng lại ở mức độ phân hủy nào đó, nhằm chuyển hóa các chất hữu cơ khó phân hủy sinh học thành những chất hữu cơ có khả năng dễ bị phân hủy sinh học, làm cải thiện tỷ số BOD/COD trong nước thải thuận lợi để thực hiện các quá trình sinh học tiếp sau

2.2.1.3 Quá trình Ozone/UV

Quá trình này được áp dụng rộng rãi và phát triển ở quy mô thương mại hóa trong xử lý nước

và nước thải nhằm:

- Xử lý các chất ô nhiễm vi lượng và đa lượng trong nước uống và nước sinh hoạt

- Loại bỏ những DBPs hình thành trong quá trình khử trùng thông thường bằng chlorine

- Xử lý các độc chất hữu cơ có nồng độ thấp trong nước ngầm

- Xử lý các loại nước thải công nghiệp có những thành phần khó phân hủy, bền vững để khử độc tính cũng như tăng khả năng phân hủy sinh học

Quá trình O3/UV nhằm tạo ra gốc tự do hydroxyl OH* thông qua quá trình quang phân O3dưới tác dụng của các bức xạ UV Cơ chế của quá trình O3/UV hình thành gốc OH* là (Mirat và Vasistas, 1987 – Ref [17]):

sử dụng đèn UV có bước sóng 253.7nm, hiệu suất tạo gốc OH* đối với hệ O3/UV là 2.00 gốc

OH*/photon, trong khi đó với hệ H2O2/UV chỉ có 0.09 gốc OH*/photon [16] Hình bên dưới minh họa chuỗi phản ứng xảy ra trong quá trình O3/UV, trong đó HMH tượng trưng cho các hợp chất hữu cơ có trong nước:

Hình 2.3 Chuỗi phản ứng của quá trình oxy hóa nâng cao O3/UV [18]

2.2.2 Quá trình lọc than hoạt tính sinh học (BAC)

2.2.2.1 Cơ sở lý thuyết của GAC và BAC

Quá trình xử lý nước được thiết kế để xử lý các chất bẩn trong nước nguồn, để ngăn cản các bệnh tiềm ẩn do các vi sinh vật gây ra và các vấn đề nước ăn uống liên quan đến các hợp chất hữu cơ hòa tan (DOM) như độ màu, đục và vị hay việc hình thành các DBPs Tuy nhiên, quy trình xử lý nước cấp điển hình bao gồm oxy hóa sơ bộ, keo tụ, tạo bông, lắng, lọc cát nhanh và quá trình khử trùng hầu như rất khó loại bỏ các DOM và các tiền chất hình thành DBPs [19] Hiệu quả xử lý NOM ở hầu hết các hệ thống xử lý truyền thống chỉ khoảng 30% trong khi những quá trình xử lý nâng cao có thể được áp dụng để cải thiện chất lượng nước đáng kể [20,21] Một trong số đó là quá trình lọc GAC, hiệu quả xử lý các chất hữu cơ có thể nâng cao bằng

cách dùng than hoạt tính dạng hạt (Granular Activated Carbon - GAC) như là vật liệu lọc thay vì

dùng cát GAC có hiệu quả xử lý NOM cao hơn là vì các đường nứt không đều, lỗ xốp và khả năng hấp phụ các chất bẩn Lọc GAC cho ra các hiệu quả khác nhau để loại bỏ DOM, các chất dạng hạt từ nước nguồn và loại bỏ/khử hoạt tính các vi sinh vật gây bệnh trong môi trường nước

có chứa trong nước nguồn [21] Tuy nhiên GAC vẫn có hạn chế là khả năng hấp phụ giảm theo thời gian, mức độ bão hòa do các chất hữu cơ và ảnh hưởng của cơ chất trong quá trình xử lý Việc loại bỏ các hợp chất hữu cơ không phân hủy sinh học từ nước nguồn bằng lọc GAC giảm từ 50% xuống 10% theo thời gian, do hai cơ chế: (1) Hấp phụ cạnh tranh giữa các hợp chất trên và DOM từ các vùng hấp phụ của GAC và (2) việc hình thành các hợp chất bẩn phức tạp với DOM

có thể làm thay đổi đặc tính vật lý, hóa học và chuyển hóa của các chất bẩn

Ngoài ra GAC có những hạn chế liên quan đến quá trình bão hòa chất hữu cơ và tại điểm đó GAC xem như hết khả năng xử lý Các chất hữu cơ có thể đi qua lớp GAC và làm chất lượng nước suy giảm và tăng khả năng ăn mòn do sự tái phát triển của vi sinh Điều này làm tăng rủi ro

về các bệnh do vi sinh vật gây bệnh đối với người sử dụng Tuổi thọ trung bình của GAC chỉ đạt

6 – 12 tháng vì quá trình rửa ngược không thể loại bỏ các chất hữu cơ bị hấp phụ trong các hạt than, GAC được thay thế hay phục hồi bằng nhiệt để bảo đảm khả năng lọc hiệu quả [21,22]

Trên cơ sở đó, quá trình BAC (Biological Activated Carbon) được giới thiệu là khắc phục

được những hạn chế trên của quá trình lọc GAC Các nghiên cứu chỉ ra rằng, trong quá trình xử

lý nước khi GAC bắt đầu bão hòa thì trên bề mặt than và trong những lỗ rỗng hình thành các sinh khối do quá trình trao đổi chất của các vi sinh vật dính bám trên than Cộng đồng vi sinh này phát triển tự nhiên nhờ nguồn thức ăn là các chất hữu cơ bị hấp phụ và giữ lại trong các lỗ rỗng của than Vì vậy, trong cột lọc than BAC, cả hai cơ chế hấp phụ và xử lý sinh học được duy trì đồng thời nên chu kỳ lọc và tuổi thọ của than GAC được gia tăng đáng kể (>3 năm) Mặt khác nhờ giảm thiểu lượng DOM trong nước nên sau quá trình BAC, nhu cầu chlorine của nước đã xử lý

có thể giảm đáng kể và giúp tiết kiệm chi phí hóa chất khử trùng cũng như nguy cơ hình thành các DBPs nguy hại ảnh hưởng đến sức khỏe con người [21] Do đó, BAC được xem như bước kết hợp lý tưởng với các quá trình xử lý khác (ozone hóa phía trước hay lọc màng phía sau) nhằm nâng cao hiệu quả xử lý và chất lượng nguồn nước cấp

2.2.2.2 Cấu trúc và hoạt động của lớp màng vi sinh (biofilm) trên BAC

Thành phần cấu tạo của màng biofilm trên BAC:

Biofilm được mô tả như “sinh khối rỗng lộn xộn nhớt” theo Webber và cộng sự (1978) bao gồm các tế bào vi khuẩn cố định trên bề mặt GAC (thể nền) hay gắn vào các khối polymer hữu

cơ vi khuẩn ngoại bào Tế bào vi khuẩn và nấm trong các biofilm tiết ra các hợp chất polymer ngoại bào hình thành khối gắn chặt lại với nhau trong đó các tế bào tích tụ lại với nhau.Khối ngoại bào bao gồm polysaccharides, proteins, nucleicacids và lipids Đặc điểm cấu tạo của màng sinh học (biofilm) này thể hiện ở tổng lượng sinh khối và/hay đo đạc cấu tạo biofilm [22]

Tổng lượng sinh khối trên biofilm có thể xác định bằng các tính chất vật lý (như chiều dày của biofilm, tổng khối lượng khô) hay hóa lý (thông số TOC, COD) theo Lazarova và Manem (1995) [22] Chiều dày biofilm xác định bằng đặc tính khối lượng chuyển hóa tương đối như dòng chất dinh dưỡng từ kích thước chất lỏng của biofilm và trở lực ma sát Thêm vào đó, việc tăng chiều dày của lớp biofilm quan sát trong quá trình phát triển có thể mô tả bằng đường cong tăng trưởng, giai đoạn ổn định chỉ ra chiều dày của biofilm

Tổng khối lượng khô phụ thuộc vào loại và thể tích của các vi sinh vật hiện diện trong biofilm, nhưng khối lượng của sinh khối bao gồm khối lượng sinh khối bên trong, các polymer bên ngoài và chất hữu cơ bị hấp phụ TOC tương ứng khoảng 50% của sinh khối tế bào được đo đạc thông qua các phương pháp trắc quang sử dụng số lượng sinh khối sống tự do và số lượng gián tiếp tổng lượng biofilm [21] Phương pháp đo các chất trong biofilm của BAC có thể bị oxy hóa, biểu diễn qua COD, cho ra các phương pháp gián tiếp khác để ước tính sinh khối cố định có

độ chính xác cao như trong kết quả nghiên cứu của Bryers và Characklis (1981) [21]

Cấu tạo của biofilm cũng có thể được mô tả chi tiết bằng cách đo đạc thành phần có trong biofilm (như exopolysaccharides, proteins, peptidoglycane, lipopolysaccharides và lipids) Phụ thuộc vào trạng thái sinh lý học và các điều kiện môi trường, các chất này sẽ khác nhau về kích thước và cấu trúc Ví dụ, biofilm của vi khuẩn, sinh ra các protein mới trong các thời kỳ mà hàm lượng chất dinh dưỡng thấp thì sẽ có những dạng cấu trúc đặc trưng Phương pháp phân tích colourimetric tổng protein cho thấy sự thay đổi này trong cấu trúc của protein

Hoạt động của màng biofilm trên BAC:

Hoạt động của biofilm được quan sát gia tăng đột ngột bởi sự hấp phụ lên trên vật liệu GAC Nhiều yếu tố góp phần gia tăng hoạt động của biofilm Bằng sự bám dính của màng sinh học lên

bề mặt GAC, các tế bào vi khuẩn chịu đựng các biến đổi sinh lý cùng với sự thúc đẩy của các gen nào đó Giả thuyết khác cho rằng biofilm thay đổi vùng xung quanh tế bào vi khuẩn để tăng nồng

độ dưỡng chất, oxy và enzyme cục bộ hay hạn chế sự xâm nhập của độc chất hay ngăn cản các cơ chất Ngoài ra, kết quả những nghiên cứu trước đây chỉ ra rằng các màng sinh học hấp phụ đều ít ảnh hưởng bởi sự thay đổi các điều kiện môi trường (ví dụ như nhiệt độ, pH, nồng độ dưỡng chất, sản phẩm trao đổi chất và chất độc) hơn các màng sinh học lơ lửng

Các phương pháp để đánh giá hoạt động BAC biofilm bao gồm các kiểm tra sinh hoá để xác định chắc chắn các enzyme đặc biệt hay các sản phẩm đặc biệt từ sự trao đổi chất của vi khuẩn Bên cạnh việc đánh giá số lượng sinh khối có liên quan, protein và lipid cung cấp biểu hiện hoạt động vi sinh của biofilm và tương quan tốt với tốc độ loại bỏ cơ chất Số lượng ATP có mặt trong màng sinh học cũng như cung cấp sự biểu hiện của toàn bộ hoạt động vi sinh (ví dụ như tốc độ phát triển sinh khối, tốc độ loại cơ chất và trạng thái sinh lý của vi khuẩn) Các thay đổi có liên quan về số lượngvi khuẩn và nguyên sinh động vật trong giá thể BAC cũng thể hiện hoạt động của màng sinh học Số lượng đáng kể các rotifer và nguyên sinh động vật có mao bơi tự do trong pha lỏng đều là các chỉ thị quan trọng về việc loại bỏ đáng kể TOC bởi vi sinh bám trên bề mặt GAC hay bám vào cá thể ngoại bào [21]

2.2.2.3 Ứng dụng quá trình BAC trong xử lý nước cấp

Đặc tính của GAC được sử dụng trong quá trình lọc BAC để cung cấp một môi trường giàu dưỡng chất, có thể hỗ trợ sự sinh trưởng của vi sinh vật diễn ra một cách tự nhiên, nhờ đó giúp loại bỏ chất hữu cơ trong nước Bên cạnh đó, GAC cũng được ứng dụng rộng rãi như là vật liệu giá thể cố định vì nó cực kỳ xốp, cấu tạo có nhiều lỗ rỗng GAC tích điện dương yếu (đóng vai trò là chất hấp phụ) có diện tích bề mặt cao, có thể hấp phụ vật lý các tạp chất trong nước tích điện âm (là chất bị hấp phụ) như các DOM hoà tan trong nước Các lỗ của GAC đều có khả năng khử vật chất dạng hạt ra khỏi nguồn nước bằng sự bắt giữ như cơ chế trong hình bên dưới Trong môi trường này, các vi sinh vật có thể định cư phát triển trên bề mặt của giá thể GAC (hấp phụ sinh học) và sinh sản rất nhanh và tạo thành lớp màng sinh học khi chúng tiêu thụ nguồn cấp dinh dưỡng do hấp phụ và bắt giữ vật chất hữu cơ trong nguồn nước (hình 2.4)

Hình 2.4 Màng sinh học trên than BAC và cơ chế bắt giữ chất hữu cơ

Trong quá trình lọc BAC, cấu trúc của màng sinh học đóng vai trò quan trọng đối với sự di chuyển của các cơ chất trong nguồn nước chảy qua GAC Khi màng sinh học hấp phụ chất nền,

nó bắt đầu bài tiết các cơ chất exopolymeric giống keo nhớt, chất mà sau đó giúp màng sinh học

có thể bám chặt vào GAC theo kết quả nghiên cứu của Branda và cộng sự (2005) [21] Tuy nhiên, màng sinh học và chất nền (cơ chất) sau khi được hấp phụ, gây trở ngại rất lớn đến phần chất lỏng chảy qua sinh khối và như thế làm tắc nghẽn sự vận chuyển đối lưu (dòng chảy) của các

cơ chất trong nguồn nước đến bề mặt GAC Như thế, một màng chất lỏng phân lớp chiếm ưu thế được hình thành xung quanh mỗi hạt than GAC Bằng cách này, sự vận chuyển cơ chất đến bề mặt GAC xuyên qua lớp này được thực hiện bởi sự khuếch tán phân tử qua các màng tế bào trong các cụm tế bào vi khuẩn có trong màng sinh học Việc giảm kích thước cơ chất trong nước (có thể thực hiện nhờ quá trình AOPs xử lý phía trước) sẽ cho phép nhiều cơ chất hơn có thể khuếch tán xuyên qua được lớp màng sinh học này đến GAC [21,22]

Khi màng sinh học sinh sản nhanh, các cụm tế bào vi khuẩn và các cơ chất exopolymeric từ cấu trúc xốp tương ứng được phân tách bởi các khe hở và các ngăn hở Do cấu trúc xốp, một vài dưỡng chất trong nước và vi sinh vật có thể đi qua ngăn nước lọc của màng sinh học đến bề mặt của GAC Với vận chuyển đối lưu của cơ chất qua các khe hở của giá thể lọc GAC và sau đó khuếch tán phân tử vận chuyển đối lưu xuyên qua màng sinh học, cuối cùng vật chất hữu cơ và chất bẩn sẽ bão hoà sự hấp phụ của GAC theo Dussert và Van Stone (1994) [21] Tuy nhiên, biofilm của vi khuẩn bám dính có khả năng phân hủy và loại bỏ cơ chất bị hấp phụ trong một tiến trình được xem như là “sự phân huỷ sinh học” (biodegradation)

Ban đầu, dưỡng chất bị hấp phụ lên bề mặt xung quanh (các lỗ lớn - macropores) của GAC và bám vào màng sinh học phải trải qua sự phân huỷ sinh học một phần Bất kỳ cơ chất DOC có thể hoặc không thể phân huỷ sinh học sau khi khuếch tán vào trong các vi lỗ của GAC và hấp phụ vào bề mặt bên trong của nó Các chất này được phân huỷ/ biến đổi một phần bởi các vi sinh vật ngoại bào Nếu nồng độ cơ chất ở bề mặt GAC xung quanh và/hoặc trong dòng chảy ưu thế là đủ thấp, các sản phẩm phân huỷ một phần này sẽ giải hấp từ các vi lỗ GAC bên trong và khuếch tán ngược tới màng sinh học (do gradient nồng độ) Các sản phẩm nhả hấp phụ sau đó có thể tiếp tục

bị phân huỷ sinh học hoàn toàn trong biofilm Khi một chất bị hấp phụ mới đi qua màng sinh học đến chất hấp phụ, nó cũng trải qua phân huỷ sinh học một phần và qua quá trình trên Chất bị hấp phụ mới sau đó hút bám chất hấp phụ với một lượng bằng với lượng chất bị hấp phụ trước đó đã

bị phânhuỷ một phần trên bề mặt của GAC [21]

Phân huỷ sinh học của chất bị hấp phụ góp phần tái sinh sinh học (bioregeneration) và kéo dài tuổi thọ giá thể GAC (khoảng 2-5 năm) và làm giảm nhu cầu tái sinh nhiệt Đặc biệt, màng sinh học có thể phân huỷ sinh học các cơ chất trong nước như DOM (nó loại bỏ một lượng đáng kể DOC, AOC, hoá chất hữu cơ (như atrazine, PCBs và simazine), vô cơ (như ammonia), DBPs (như THMs, HAAs) và tổng halogen hữu cơ Hơn nữa, màng sinh học BAC có thể phân huỷ sinh học chất chuyển hoá của tảo và các cơ chất hữu cơ, chất gây các vấn đề về mùi và vị của nước uống Đặc biệt, quá trình BAC có thể phân hủy một phần và loại bỏ amines/aliphaticaldehyde và phenol/chlorinatedphenols Sự phân huỷ sinh học đáng kể các độc tố của tảo xanh phân rã như cyanotoxin cùng với các cơ chất mùi và vị liên quan đến vật chất hữu cơ/tảo như geosmin và 2-methylisoborneol đã được ghi nhận trong nghiên cứu của Meyer và cộng sự (2005); Brown và Lauderdale (2006) [21]

Quá trình loại bỏ DOC trên cột lọc than BAC gồm ba bước trên lý thuyết được miêu tả trong hình 2.5 bên dưới Giai đoạn A, B và C đều đặc trưng bởi các quá trình tương ứng hấp phụ vật lý, hấp phụ/phân huỷ sinh học đồng thời và phân huỷ sinh học đơn thuần

Hình 2.5 Các quá trình khử DOC trên cột than BAC [22]

Trong giai đoạn A: ban đầu, hầu hết quá trình khử DOC diễn ra thông qua hấp phụ vật lý

DOC vào vật liệu GAC nơi mà vi khuẩn trong màng sinh học đều ở pha thích nghi (giai đoạn A) kéo dài khoảng 2 – 3 tháng theo Servais và cộng sự (1994) [21] Hiệu quả loại bỏ DOC đạt 40 – 90% được thể hiện trong suốt pha này [22,23] Trong tổng DOC bị loại khỏi nước nguồn, 10 – 20% DOC không thể hấp phụ lên GAC Việc khử các tiền chất hình thành DBPs và tổng halogen hữu cơ cũng đạt hiệu quả 75-90% ở pha này [22]

Trong giai đoạn B: khi vi khuẩn bắt đầu thích nghi với môi trường, quá trình khử DOC bằng

hấp phụ giảm dần dần khi các vị trí hấp phụ của GAC trở nên bão hoà với DOC Mức độ phân huỷ sinh học DOC cũng gia tăng đáng kể trong suốt thời gian này Như vậy, giai đoạn B biểu hiện hai quá trình đồngthời hấp phụ DOC và phân huỷ sinh học

Trong giai đoạn C: tốc độ loại bỏ DOC khỏi nước nguồn đạt đến trạng thái ổn định tương

đối Trong pha này, sự phân huỷ sinh học là tiến trình chiếm ưu thế chịu trách nhiệm khử DOC vì hầu hết khả năng hấp phụ của GAC đã hết [22] Tại giai đoạn này trong tiến trình lọc nước, hiệu quả loại DOC đạt khoảng 15 – 45% trong khi khử THMs và HAAs từ 20 – 70% theo kết quả nghiên cứu của Xie và Zhou (2002); Holzaski và cộng sự (1995) [22,23]

Bên cạnh đó, các màng sinh học BAC đều có khả năng giải hấp các cơ chất độc bám lên trên các hạt GAC bị bắt giữ Quá trình giải hấp thông thường diễn ra hai bước Trước tiên, bước giải hấp nhanh thường hoàn thành trong khoảng một ngày trong khi bước giải hấp thứ hai chậm vẫn không hoàn toàn sau 1 năm Cơ chất bị hấp phụ được giải hấp lại trong màng sinh học và nó có thể tiếp tục bị phân hủy sinh học Tương tự như vậy, biofilm trên BAC có thể được tái sinh sinh học một phần các hạt GAC và thực hiện quá trình trao đổi chất chậm [22]

Lượng DOC được khử từ dòng vào bằng quá trình hấp phụ và quá trình phân hủy sinh học

Lượng DOC được khử từ dòng vào bằng quá trình hấp phụ

2.2.2.4 Kiểm soát sự phát triển của biofilm trong quá trình BAC

Khó khăn lớn nhất trong việc ứng dụng quá trình BAC chính là sự kiểm soát quá trình phát triển của lớp biofilm dính trên các hạt GAC Tuy nhiên, do sự hấp phụ cao các dưỡng chất của GAC và sự dính bám dễ dàng của vi sinh trên than nên rất khó dừng các hoạt động sinh học của lớp biofilm này Hoạt động của biofilm gia tăng khi độ dày lớp này đạt đến một độ dày nhất định hay còn gọi là “độ dày hoạt động” Nếu độ dày tăng, sự khuếch tán chất dinh dưỡng và oxy trong biofilm sẽ bị giới hạn và lớp màng sinh học trở nên bất hoạt động [21] Ngược lại, lớp màng mỏng thì hiệu quả xử lý chất bẩn sẽ không cao Xử lý BAC nếu không được kiểm soát thì sự phát triển sinh khối về số lượng trên GAC có thể “nghẽn” và “bịt kín” các vật liệu lọc GAC Sự phát triển sinh khối không thể điều khiển (đặc biệt vi khuẩn hình sợi và nấm) có thể gia tăng đáng kể

áp lực đi qua cột lọc và làm giá thể bên trong dâng lên Kết quả là “điểm gãy” cơ chất/chất bẩn có thể diễn ra biểu hiện ở hàm lượng chất hữu cơ đầu ra tăng nhanh Do đó, kiểm soát lớp màng sinh học của cột than BAC có ý nghĩa quyết định đến hiệu quả xử lý của quá trình này

Điều khiển sự phát triển của biofilm cụ thể là để điều khiển tải lượng dưỡng chất đến màng sinh học AOC thường đạt đến hệ số giới hạn cho sự phát triển vi khuẩn dị dưỡng trong nước Tương tự, bổ sung P cho GAC để tăng cường sự cư trú của vi khuẩn và sinh khối hoạt động Do

đó, cần thiết để giảm lưu lượng cấp nước vào BAC hay rửa ngược xả chất hữu cơ để ngăn sự phát triển quá mức của biofilm Ngược lại, khi nồng độ dưỡng chất thấp, lưu lượng cấp cho BAC cần được gia tăng để tránh làm mỏng màng sinh học Khái niệm thời gian tiếp xúc giá thể (EBCT) cũng liên quan đến tải lượng dưỡng chất nhờ đó mà thời gian tương tác giữa màng sinh học và các cơ chất hữu cơ bị hấp phụ có thể được điều khiển Các phương pháp khác điều khiển tốc độ phát triển nguyên sinh độngvật, nấm và vi khuẩn dùng để điều khiển cấp độ DO và pH của dòng vào Hàm lượng DO cao tạo điều kiện cho rotifer và động vật nguyên sinh có mao phát triển trong pha lỏng của vật liệu lọc BAC Mật độ rotifer và các sinh vật đó cao có liên quan đến mức

độ vi khuẩn cao trong biofilm và hiệu quả khử COD rất tốt Giá trị pH cao giúp điều khiển sự phát triển của vi khuẩn hình sợi gây bất lợi và duy trì một sự cân bằng giữa động vật nguyên sinh – vi khuẩn – nấm [20].Một phương án phổ biến thứ ba để điều khiển sự phát triển của biofilm gồm sự rửa lọc BAC (với khí và nước) Các thay đổi của tiến trình bao gồm kiểm soát tốc độ rửa ngược, tốc độ/thời gian rửa bề mặt, chu kỳ rửa ngược Bằng cách này, vật liệu GAC bị hoá lỏng

và giãn nở để nhả các cơ chất hữu cơ/vô cơ bám xung quanh vào trong nước rửa ngược Các cơ chất này được tách ra khỏi đỉnh của lớp lọc và được loại một cách hiệu quả Mặc dù một phần sinh khối vi khuẩn bám trên GAC cũng có thể bị loại trong suốt quá trình rửa ngược, biofilm có khả năng chịu mức tác động mạnh kéo dài trực tiếp lên trên bề mặt GAC trong quá trình này [22]