GVHD : GVC. TS Trần Thị Mỹ Diệu
SVTH: Huỳnh Tấn Lợi & Trần Thị Ngọc Như
Đề tài: NGHIÊN CỨU ĐỀ
XUẤT CÔNG NGHỆ XỬ LÝ NƯỚC THẢI DỆT NHUỘM
1. TỔNG QUAN VỀ NƯỚC
THẢI DỆT NHUỘM
1.1 Giới thiệu chung về ngành dệt nhuộm
1.1.1 Quá trình phát
triển ngành dệt nhuộm.
Ngành công nghiệp dệt và may đã tồn
tại ở Việt Nam từ rất lâu từ các hoạt động thủ công truyền thống như thêu và dệt
lụa ở một số làng nghề cổ vẫn còn hiện nay như làng lụa Vạn Phúc (tình Hà Tây),
làng Triều Khúc (Hà Nội), làng Mẹo (tỉnh Thái Bình) và vẫn đang phát triển như
những nét văn hóa đặc sắc.
Lịch sử phát triển của ngành công
nghiệp dệt may được xem là bắt đầu khi thành lập Nhà máy Dệt Nam Định năm 1897.
Ngành công nghiệp này nhanh chóng phát triển lớn mạnh sau Thế Chiến thứ 2 với
quy mô và hình thức khác nhau. Ở miền Nam, các doanh nghiệp được thành lập và sử
dụng máy móc hiện đại của Châu Âu. Ở miền Bắc, các doanh nghiệp do Trung Quốc,
Liên bang Xô Viết cũ và Đông Âu cung cấp thiết bị máy móc cũng được xây dựng
trong giai đoạn này.
Theo những dữ liệu từ Hiệp hội Dệt
may Việt Nam, thực trạng về quy mô và khả năng sản xuất của ngành công nghiệp dệt
may tính tới thời điểm 2008, ngành công nghiệp dệt may Việt Nam có hơn 2.000
nhà máy/ xí nghiệp, khoảng 2.000.000 nhân công ( trong đó, 1.500.0000 nhân công
từ các nhà máy công nghiệp), giá trị sản xuất công nghiệp: 29.144 tỉ VND ( chiếm
10% trong ngành công nghiệp chế biến), xuất khẩu: 4.836 triệu USD, chiếm 16,5%
toàn bộ giá trị xuất khẩu trong nước.
Năm
2007, toàn ngành đạt kim ngạch xuất khẩu 7,75 tỉ USD. Và chỉ riêng 9 tháng đầu
năm 2008, mặc dù đang phải đối mặt với rất nhiều khó khăn do suy thoái kinh tế,
kim ngạch xuất khẩu ngành dệt may vẫn đạt 6,84 tỉ USD - tăng 20% so với cùng kỳ
năm 2007 - năm 2010 toàn ngành đạt kim ngạch xuất khẩu khoảng 9,2 - 9,3 tỉ USD,
đưa Việt Nam vào top 10 quốc gia xuất khẩu dệt may lớn nhất thế giới.
Thị trường trong nước bao gồm thị
trường ngoại ô và thị trường thành phố. Các nhà sản xuất ước tính nhu cầu tiêu
thụ vải trung bình của mỗi người dân Việt Nam là 9-10m một người mỗi năm. Tính
cho tới thời điểm 31/12/2004, tổng doanh thu của ngành công nghiệp dệt may Việt
Nam đạt được, tính theo giá trị doanh thu trong nước là 1,1 tỉ USD và doanh thu
xuất khẩu là 4,386 tỉ USD…
Nếu
năm 2001, VN chưa có tên trong danh sách 25 nước XK hàng may mặc hàng đầu vào
thị trường Mỹ, thì đến năm 2002, sau khi quy chế quan hệ bình thường Việt - Mỹ
được thông qua, VN đã vươn lên vị trí thứ 20 và giành vị trí thứ 5 vào năm 2003
khi đạt kim ngạch XK vào Hoa Kỳ 3,6 tỉ USD. Khi Hoa Kỳ áp dụng quota nhập khẩu
đối với một số mặt hàng may mặc của VN, hàng dệt may VN tụt xuống vị trí thứ 7.
Nhưng đến năm 2006, hàng dệt may VN đã trở lại vị trí thứ 5, và sau đó 3 năm khi
trở thành thành viên của WTO, hàng dệt may VN vào thị trường Hoa Kỳ đã đứng vị
trí thứ 3 - chỉ sau Trung Quốc và Mexico.
1.1.2 Hiện trạng
ngành dệt nhuộm
Sản lượng năm 2008 đạt 11.000 tấn khăn tắm, 260.000 tấn sợi,
700 triệu m2 vải, 38.000 tấn khăn xuất khẩu, 1 tỉ sản phẩm sản phẩm
may công nghiệp.
Theo các số liệu từ hiệp hội dệt may Việt Nam, tính cho tới
tân cuối năm 2008, toàn bộ ngành công nghiệp có hơn 2000 doanh nghiệp, được
phân bố như sau:
·
Phía Bắc: có 405 doanh nghiệp (chiếm 22,3 % toàn
ngành). Các doanh nghiệp chủ yếu tập trung ở Hà Nội chiếm 8,0%, khu vực phụ cận Hà Nội và những tam giác kinh
tế trọng điểm như Bắc Ninh, Bắc Giang, Hà Tây, Hưng Yên, Hải Dương, Hải Phòng
và Quảng Ninh, Nam Định và các tỉnh phụ cận khác như Hà Nam, Thái Bình và Ninh
Bình.
·
Khu vực miền Trung: có 103 doanh nghiệp (chiếm 5,3% toàn ngành),
chủ yếu tập trung tại Đà Nẵng, Khánh Hòa, Lâm Đồng, Thừa Thiên, Quảng Trị, Quảng
Ngãi, …
·
Phía Nam: có 1.443 doanh nghiệp (chiếm 72,4% toàn ngành), chủ yếu tập trung tại
thành phố Hồ Chí Minh với 1.090 doanh nghiệp (chiếm 55,9%); tiếp theo là các
khu vực lân cận thành phố Hồ Chí Minh, bao gồm các tỉnh Long An, Bình Dương, Đồng
Nai, Bà Rịa-Vũng Tàu, Cần Thơ …
Ngành công nghiệp dệt may Việt
Nam đã phát triển nhanh chóng trong những năm gần đây và trở thành một hoạt động
sản xuất công nghiệp quan trọng trong nền kinh tế quốc dân. Năm 2006, xuất khẩu
của ngành dệt may đạt giá trị 5,8 tỉ USD, đưa ngành này trở thành ngành xuất khẩu
có doanh thu lớn thứ hai của Việt Nam sau dầu thô. Khách hàng là một loạt các
công ty dệt và may mặc hàng đầu thế giới như Express, Hucke, Kowa, Li &
Fung, Sara, Nissho Iwai, Victoria’s Secret,… đã tìm đến nguồn cung cấp ở Việt
Nam.
Đảm bảo
cho các doanh nghiệp dệt may phát triển bền vững, hiệu quả trên cơ sở công nghệ
hiện đại, quản lý hệ thống chất lượng, quản lý lao động và môi trường theo tiêu
chuẩn quốc tế
·
Giai
đoạn 2008-2010, tăng trưởng sản xuất bình quân đạt 16-18%, tăng trưởng xuất khẩu
bình quân đạt 20% và kim ngạch xuất khẩu đạt 12 tỉ USD vào năm 2010.
·
Giai
đoạn 2011-2015, tăng trưởng sản xuất bình quân đạt 12-14%, tăng trưởng xuất khẩu
đạt 15% và kim ngạch xuất khẩu đạt 18 tỉ USD vào năm 2015.
·
Giai
đoạn 2016-2020, tăng trưởng sản xuất bình quân đạt 12-14%, tăng trưởng xuất khẩu
đạt 15% và kim ngạch xuất khẩu đạt 25 tỉ USD vào năm 2020.
Sản lượng ngày càng được tạo ra với
số lượng khổng lổ để đáp ứng nhu cầu thiết yếu của con người và bất cứ ngành sản
xuất nào cũng tạo ra chất thải. Chính vì thế khối lượng chất thải phát sinh từ
ngành nghề này trở thành một vấn đề môi trường lớn cần được quan tâm. Chất thải
từ ngành dệt nhuộm được xem như là một loại chất thải khó xử lý bằng các phương
pháp thông thường do bên trong loại chất thải này có nhiều loại hợp chất khó
phân hủy sinh học và gây độc tính với vi sinh và môi trường.
1.1.3 Dây chuyển sản
xuất
Dây chuyền công nghệ sản xuất
ngành dệt nhuộm hiện nay hầu như là giống nhau, nếu có sự khác nhau về đặc tính
nước thải là do việc sử dụng phẩm nhuộm có nguồn gốc khác nhau. Trước đây, đa
phần các công ty sử dụng các phẩm nhuộm có chứa hàm lượng kim loại nặng cao do
có thể tạo ra màu đẹp và giữ được màu lâu, hiện nay các phẩm nhuộm có nguồn gốc
sinh học được khuyến cáo sử dụng hơn vì tính chất than thiện với môi trường, dễ
phân hủy sinh học.
|
Phân loại kích cỡ
|
|
Bụi, sợi vải, tiếng ồn
|
|
Hồ và hóa chất có chứa nước
thải (BOD, COD)
|
|
Nước, Hóa chất
|
|
Làm sạch ống, đánh bóng, treo sợi
|
|
Nguyên liệu
|
|
Dệt
|
|
Rũ hồ
|
|
NaOH and bột hồ chứa nước thải
|
|
Bột
hồ,Men, Xút vảy
|
|
Đun sôi
|
|
Nước thải Alkaline
|
|
Xút vảy, Hóa chất
|
|
Tẩy trắng
|
|
Làm sạch
|
|
Đánh bóng
|
|
In
|
|
Xử lý acid
|
|
Làm sạch
|
|
Nước thải (COD, thuốc nhuộm,
chất tẩy)
|
|
Nước thải (COD, chất tẩy)
|
|
Nước thải (COD, chất oxi
hóa, chất tẩy)
|
|
Nước thải (COD, chất làm trắng)
|
|
Nước thải (COD, thuốc nhuộm, Alkaline)
|
|
Nước thải (COD, thuốc nhuộm)
|
|
NaOH, hóa chất
|
|
H2SO4,H2O,
Thuốc tẩy
|
|
Hóa chất
NAOCL/H2O
|
|
H2O, NaCl
|
|
Thuốc nhuộm
|
|
H2O, H2SO4
|
|
Sấy khô
|
|
Sản phẩm
|
|
Nước thải
|
|
Hơi nước
|
1.1.4 Các loại hóa chất
sử dụng cho dệt nhuộm
Các
loại hoá chất sử dụng trong ngành dệt nhuộm có thể phân thành hai loại:
-
Thuốc
nhuộm, là hoá chất chính mang màu đã lựa chọn, không thể thay thế được trong
quá trình nhuộm.
-
Các
hoá chất khác là chất trợ dùng như chất trợ giúp cho tất cả các khâu của qui
trình dệt nhuộm, bao gồm chất trợ nấu, trợ tẩy, trợ nhuộm, trợ in hoa và trợ
hoàn tất.
Các
loại thuốc nhuộm
Thuốc
nhuộm là một trong những nhân tố hàng đầu quyết định chất lượng sản phẩm. Thuốc
nhuộm là các hợp chất mang mầu có thể là dạng hữu cơ hoặc là các phức của các
kim loại như Cu, Co, Ni, Cr…Tuy nhiên, hiện nay các thuốc nhuộm dạng phức kim
loại không còn được sử dụng nhiều nữa bởi tạo ra hàm lượng lớn các kim loại nặng
trong thành phần nước thải. Thuốc nhuộm là các hợp chất hữu cơ mang màu hiện
đang rất phổ biến trên thị trường. Đây là các hợp chất khó phân huỷ sinh học,
chính lượng dư của chúng trong nước thải là tác nhân gây độc tới con người và hệ
sinh thái nước.
Có
hai cách để phân loại thuốc nhuộm:
-
Phân
loại thuốc nhuộm theo cấu trúc hoá học: thuốc nhuộm trong cấu trúc hoá học có
nhóm azo, nhóm antraquinon, nhóm nitro,…
-
Phân
loại theo lớp kỹ thuật hay phạm vi sử dụng: ưu điểm của phân loại này là thuận
tiện cho việc tra cứu và sử dụng, người ta đã xây dựng Từ điển Thuốc nhuộm
(Color Index). Từ điển Thuốc nhuộm được sử dụng rộng rãi trên thế giới trong đó
mỗi loại thuốc nhuộm có chung tính chất kỹ thuật được xếp trong cùng lớp như:
nhóm thuốc trực tiếp, thuốc axit, thuốc hoạt tính,… Trong mỗi lớp lại xếp theo
thứ tự gam màu lần lượt từ vàng da cam, đỏ, tím, xanh lam, xanh lục, nâu và
đen.
Sau đây là một số nhóm loại thuốc
nhuộm thường được sử dụng ở Việt Nam.
Thuốc
nhuộm trực tiếp
Khi
nhuộm màu đậm thì thuốc nhuộm trực tiếp không còn hiệu suất bắt màu cao nữa,
hơn nữa trong thành phần của thuốc có có chứa gốc azo (- N=N - ) – hợp chất gây
ung thư nên hiện nay loại thuốc này không còn được khuyến khích sử dụng nhiều.
Thuốc nhuộm trực tiếp dễ sử dụng
và rẻ, tuy nhiên lại không bền màu.
Thuốc
nhuộm axit
Theo
cấu tạo hoá học thuốc nhuộm axit đều thuộc nhóm azo, một số là dẫn xuất của antraquinon,
triarylmetan, xanten, azin và quinophtalic, một số có thể tạo phức với kim loại.
Thuốc
nhuộm hoạt tính
Mức độ
không gắn màu của thuốc nhuộm hoạt tính tương đối cao, khoảng 30%, có chứa gốc
halogen hữu cơ (hợp chất AOX) nên làm tăng tính độc khi thải ra môi trường. Hơn
nữa hợp chất AOX này có khả năng tích luỹ sinh học, do đó gây nên tác động tiềm
ẩn cho sức khoẻ con người và động vật.
Thuốc
nhuộm bazơ-cation
Thuốc
nhuộm bazơ là những hợp chất màu có cấu tạo khác nhau, hầu hết chúng là các muối
clorua, oxalate hoặc muối kép của bazơ hữu cơ.
Thuốc
nhuộm hoàn nguyên
Được
dùng chủ yếu để nhuộm chỉ, vải, sợi bông, lụa visco. Thuốc nhuộm hoàn nguyên phần
lớn dựa trên hai họ màu indigoit và antraquinone. Do có ái lực với xơ xenlulo
nên hợp chất lâycô bazơ bắt mạnh vào xơ, sau đó khi rửa bớt kiềm sẽ dễ bị thuỷ
phân về dạng lâycô axit và oxi hoá bằng oxi của không khí về dạng không tan ban
đầu. Do đặc tính quan trọng đó mà lớp thuốc nhuộm này có tên gọi là hoàn nguyên.
Độc
tính của thuốc nhuộm
Thuốc
nhuộm là hoá chất cơ bản do vậy đều có độc tính nhất định, ngoài ra một số loại
thuốc nhuộm là độc chất có khả năng gây ung thư. Trên thế giới đã có qui định tiêu
chuẩn về độc chất đối với một số loại thuốc nhuộm, ví dụ như trong Tiêu chuẩn về
các hoá chất trong công nghiệp dệt đã xác định những loại thuốc nhuộm azo có thể
tạo ra những hợp chất amide gây ung thư do sự phân hủy. Những loại thuốc nhuộm
có chứa hợp chất nhóm azo amin đã bị cấm sử dụng, ví dụ: thuốc nhuộm Ismament
Yellow 2G, Pigmatex Yellow TCGG, Imperon Yellow K-R, Pigmatex Golden Yellow
TGRM, Imperon Orange K-G, Imperon Red KG 3R, Imperon Violet K-B, Imperon Dark
Brown K-BRC.
Các
loại hoá chất trợ thường sử dụng trong công nghệ dệt nhuộm
Tuỳ
thuộc vào mỗi loại quy trình công nghệ và công đoạn khác nhau, sẽ sử dụng những
hoá chất trợ khác nhau. Trong đó, các loại chất phụ gia sử dụng trong mỗi cơ sở
sản xuất, và mỗi quy trình công nghệ thường là khác nhau. Sự thay đổi này phụ thuộc
vào yêu cầu của nhà sản xuất.
Bảng
1 Các loại hóa
chất trợ thường sử dụng
Nhóm
các loại hóa chất
|
Các
loại hóa chất
|
Chất trợ hồ sợi
|
Tinh bột
Tinh bột biến hình
PVA (polyvinylalcol)
Acrylic
Hồ tổng hợp
Men rũ hồ
|
Chất trợ nấu tẩy
|
Chất ngấm
Chất căng hóa
|
Chất trợ nhuộm
|
Ngấm
Đều màu
Giặt
Cầm màu
|
Chất trợ in hoa
|
Hồ tinh bột
Alginate
Nhũ hóa
Binder
|
Chất trợ hoàn tất
|
Chóng nhầu
Làm mềm
Các loại khác
Chất trợ xử lý nước
|
Nguồn:
Tổng cục Môi Trường, 2008
1.2 Hiện trạng xử lý nước thải dệt nhuộm
1.2.1 Đặc tính nước
thải dệt nhuộm
Các đặc tính của nước thải và những chất gây ô nhiễm khác
trong nước thải công nghiệp dệt nhuộm đánh giá theo tiêu chuẩn môi trường như
sau:
Chất
hữu cơ và vô cơ trong nước thải: sự hình thành chất hữu cơ trong nước thải đối
với ngành công nghiệp dệt nhuộm rất cao, bao gồm các chất hòa tan dễ phân hủy
sinh học ( ví dụ như bột hồ vải) và chất hòa tan khó phân hủy sinh học ( thuốc
nhuộm, PVA, các tạp chất từ sợi tự nhiên và chất tẩy trắng).
Dựa trên những báo cáo đánh giá
và những khảo sát gần đây về tác động môi trường của các công ty, lượng BOD5
trung bình hiện thời thải vào môi trường đã vượt quá giới hạn cho phép (QCVN 13:2008, cột B) từ 2 tới 3 lần.
Và trong nước thải công nghiệp dệt nhuộm có nhiều loại
chất hữu cơ bền. Trong những năm gần
đây, do nhu cầu sử dụng sợi tổng hợp ( ví dụ vải nhân tạo) trong ngành công
nghiệp dệt nhuộm tăng nên khối lượng các chất nhuộm và các chất sinh học khó hoặc
không thể phân hủy dùng để nhuộm và in cũng tăng lên. Do vậy COD nước thải công
nghiệp dệt nhuộm thường cao.
pH: việc sử dụng hoá chất công nghiệp NaOH trong các
quy trình như đun sôi, tẩy trắng và nhuộm màu làm cho nước thải có tính kiềm cao,
do đó, pH trong nước thải dao động từ 8.5 tới 12 (vượt mức B trong QCVN
13:2008).
Độ màu: Độ màu của nước thải dệt nhuộm là khá cao do
phẩm nhuộm gây ra là chủ yếu, không thêm màu để chiết sợi cũng như những tạp chất
khác từ sợi tự nhiên. Thậm chí nồng độ thuốc nhuộm thấp (khoảng 0.5 mg/1) cũng
có thể được nhìn thấy bằng mắt thường
Trị số kim loại: một lượng nhỏ các kim loại nặng như đồng,
crom, kền, coban, kẽm, chì, thủy ngân được bổ sung vào sự nhuộm hoạt tính, nhuộm
trực tiếp và một vài hóa chất hỗ trợ.
Chất độc: Nước thải bao gồm các chất hoạt tính bề mặt,
các hợp chất amin, các chất cơ bản của các hợp chất ankylphenol etoxylat, và
gasoline được sử dụng trong thuốc nhuộm.
Các hợp chất hữu cơ halogen độc hại: sinh ra từ các
thuốc nhuộm hoạt tính, một vài thuốc nhuộm phân tán và chất màu.
Bảng 2 Đặc tính
nước thải của một số công ty/ nhà máy dệt nhuộm
Thông số
|
Đơn vị
|
Công ty/ Nhà máy
|
|||
Dệt
|
Len
|
Vải
|
Sợi
|
||
Thể tích
|
m3/ tấn
vải
|
300 - 394
|
230 - 264
|
90 - 114
|
200 - 236
|
pH
|
-
|
8 - 11
|
9 - 10
|
9 - 10
|
9 - 11
|
TSS
|
mg/l
|
400 - 1000
|
950 - 1380
|
420
|
800 - 1300
|
BOD
|
mg/l
|
70 - 135
|
90 - 220
|
120 - 130
|
90 - 130
|
COD
|
mg/l
|
150 - 380
|
230 - 500
|
400 - 450
|
210 - 230
|
Độ màu
|
Pt-Co
|
350 - 600
|
250 - 500
|
260 - 300
|
-
|
Nguồn: Viện khoa học và công nghệ
Việt Nam, 2008
Việc nghiên cứu đánh giá công nghệ
xử lý nước thải dệt nhuộm bằng các quá trình để phân cắt mạch các chất khó phân
hủy là một nghiên cứu cần được quan tâm do:
·
Đặc tính nước thải dệt nhuộm với sự biến động
thành phần và lưu lượng trong nước thải do yêu cầu các mẻ nhuộm khác nhau.
·
Đề đánh giá và so sánh giữa việc sử dụng quá
trình phân hủy kỵ khí và oxy hóa nâng cao để phân cắt mạch trước khi xử lý bằng
phương pháp sinh học hiếu khí.
·
Có thể tiết kiệm được thời gian xử lý và diện
tích xây dựng các công trình xử lý
·
Hiện nay, việc áp dụng hệ oxy hóa nâng cao trong
xử lý các loại nước thải khó xử lý đang được nhiều công ty trên thế giới áp dụng
và nghiên cứu.
1.2.2 Công nghệ xử lý
nước thải của nhà máy dệt nhuộm quy mô lớn
Công ty TNHH Dệt nhuộm
Nam Phương
Giới thiệu chung:
-
Vốn đầu tư: 26.000.000 TWD
-
Quốc gia đầu tư: Đài Loan
-
Địa chỉ: Khu công nghiệp Nhơn Trạch 2, Đồng Nai.
-
Loại hình: 100% vốn đầu tư nước ngoài.
-
Sản phầm chính: hàng vải dệt kim
Nước thải sản xuất:
Chủ yếu sinh ra từ công đoạn tẩy,
nhuộm, lưu lượng trung bình khoảng 2500 m3/ngày.Thành phần chủ yếu
là chất hữu cơ (nước hồ vải), chất rắn lơ lửng (sợi vải vụn lẫn vào trong quá
trình giặt sản phẩm), phẩm màu nhuộm.
Nước thải sản xuất có nồng độ ô nhiễm cao nên công ty đã xây
dựng hệ thống xử lý với công suất 3000 m3/ngđ.
|
Hồ chứa
|
|
3 Bể hòa trộn
|
|
Bể lắng bông cặn
|
|
3 Bể xứ lý hiếu
khí với bùn hoạt tính
|
|
4 Bể lắng
|
|
Nước thải vào
|
|
Nước sau xử lý
ra cống chung
|
Công ty TNHH S.Y.Vina
Chủ yếu từ quá trình vệ sinh nhà
xưởng, nhuộm và hoàn tất sản phẩm. Thành phần ô nhiễm chủ yếu: pH, các hợp chất
hữu cơ, SS, kim loại, dầu mỡ, … lượng nước thải khoảng 1500 m3/ngđ
Công ty TNHH Dệt
CHOONGNAM Việt Nam
Giới thiệu chung:
-
Vốn đầu tư: 870.000.000.000 TWD
-
Quốc gia đầu tư: Nhật Bản
-
Địa chỉ: Khu công nghiệp Nhơn Trạch 2, Đồng Nai.
-
Loại hình: 100% vốn đầu tư nước ngoài.
-
Nhà máy có 3 phân xưởng là sợi, dệt và nhuộm –
in.
-
Mặt hàng sản xuất: sản xuất sợi cotton, sợi tổng
hợp, vải và các sản phẩm nhuộm hoàn tất
Nước thải sản xuất:
Từ phân xưởng dệt, nhuộm, in hoàn
tất, vệ sinh thiết bị nhà xưởng được thu gom vào hệ thống cống chung, dẫn về trạm
xử lý nước thải. Trong đó, đáng quan tâm là nước từ khâu tẩy, hồ và nhuộm – in
vì hàm lượng COD trong khâu hồ vải rất cao và nồng độ hóa chất tẩy, thuốc nhuộm
và hóa chất trợ nhuộm.
Nước thải sản xuất có nồng độ ô
nhiễm cao nên công ty đã xây dựng hệ thống xử lý với công suất 2100 m3/ngđ.
1.2.3 Công nghệ xử lý
nước thải của nhà máy dệt nhuộm quy mô vừa và nhỏ
Công ty TNHH Thiên
Nam
-
Địa chỉ: Khu công nghiệp Tân Bình
-
Sản phẩm: nhuộm vải polieste và dệt kim vải thun
Quy trình nhuộm sử dung máy Jet,
sử dụng thuốc nhuộm phân tán, mỗi mẻ khoảng 400 kg vải mất khoảng 5 lít nước và
thuốc nhuộm sử dụng tùy thuộc vào màu sản phẩm, từ 5 – 20 kg thuốc.
Công ty đã xây dựng hệ thống xử lý nước thải có công suất là
120 m3/ngđ
|
Nước thải sinh
hoạt
|
|
Bể điều hòa
chung
|
|
Bể keo tụ - tạo
bộng
|
|
Bể lắng
|
|
2 bể lọc
|
|
Xả ra cống chung
|
|
Nước thải sản xuất
|
-
Địa chỉ: khu công nghiệp Lê Minh Xuân
-
Loại hình sản xuất: in hoa trên vải
-
Công suất: 130.000 m vải/tháng.
Quy trình công nghệ:
Nước thải chủ yếu: nước thải sản xuất nhiễm bẩn
Lưu lượng nước thải sản xuất là 20 – 25 m3/ngđ
Có trạm xử lý cục bộ. Công suất thiết kế trạm xử lý nước thải
là 30 m3/ngđ
Có hệ thống thoát nước riêng
|
Nước thải sản xuất
|
|
Keo tụ
|
|
Bể lắng
|
|
Bể lọc
|
|
Nước sau xử lý
|
2. CƠ SỞ LÝ THUYẾT
2.1 Quá trình keo tụ
- tạo bông
2.1.1 Động học quá
trình keo tụ - tạo bông
Quá trình keo tụ tạo bông được
áp dụng để tách loại các hạt cặn có kích thước 0,001 mm < f < 1 mm, không thể tách loại được bằng các quá trình lý học
thông thường như lắng, lọc hoặc tuyển nổi.
Khi
cho tác nhân keo tụ vào nước, keo kỵ nước hình thành sau quá trình thủy phân
các chất này. Ví dụ khi thủy phân phèn sắt sẽ tạo thành hệ keo trong đó nhân hạt
keo là nhóm Fe3+. Nhờ có điện tích bề mặt lớn nên chúng có khả năng
hấp phụ chọn lọc một loại ion trái dấu bao bọc quanh bề mặt nhân hạt keo. Lớp vỏ
ion này cùng với lớp phân tử bên trong tạo thành hạt keo. Bề mặt nhân hạt keo
mang điện tích của lớp ion gắn chặt lên đó, có khả năng hút một số ion tự do
mang điện tích trái dấu. Như vậy, quanh nhân hạt keo có hai lớp ion mang điện
tích trái dấu bao bọc, gọi là lớp điện tích kép của hạt keo. Lớp ion ngoài cùng
do lực liên kết yếu nên thường không có đủ điện tích trung hòa với điện tích
bên trong và do vậy hạt keo luôn mang một điện tích nhất định. Để cân bằng điện
tích trong môi trường, hạt keo lại thu hút quanh mình một số ion trái dấu ở trạng
thái khuếch tán.
|
Haït mang ñieän tích aâm
|
|
Lôùp ñieän tích keùp
|
|
Lôùp khueách taùn
|
|
Ñieän theá zeâta
|
|
Fñ
|
|
Fh
|
|
Fñ – Fh
|
|
Haøng raøo theá naêng
|
|
0
|
|
Khoaûng caùch
|
|
Fñ
|
|
Fh
|
|
Fñ – Fh
|
|
0
|
|
Khoaûng caùc
|
Các
cơ chế chính của quá trình keo tụ tạo bông gồm:
Cơ
chế 1: Quá trình nén lớp điện tích kép, giảm thế điện động zêta nhờ ion trái dấu
Khi
bổ sung các ion trái dấu vào nước/nước thải với nồng độ cao, các ion sẽ chuyển
dịch đến lớp khuếch tán vào lớp điện tích kép và tăng điện tích trong lớp điện
tích kép, giảm thế điện động zêta và giảm lực tĩnh điện.
Cơ
chế 2: Quá trình keo tụ do hấp phụ ion trái dấu trên bề mặt, trung hòa điện
tích tạo ra điểm đẳng điện zêta bằng 0. Trong trường hợp này, quá trình hấp phụ
chiếm ưu thế.
Cơ
chế 3: Cơ chế hấp phụ – tạo cầu nối
Các
polymer vô cơ hoặc hữu cơ có thể ion hóa, nhờ cấu trúc mạch dài chúng tạo ra cầu
nối giữa các hạt keo qua các bước sau:
-
Phân tán polymer;
-
Vận chuyển
polymer đến bề mặt hạt;
-
Hấp phụ polymer
lên bề mặt hạt;
-
Liên kết giữa các
hạt đã hấp phụ polymer với nhau hoặc với các hạt khác.
Cơ
chế tạo cầu nối có thể biểu diễn theo sơ đồ phản ứng như sau:
Phản ứng 1: phân tử polymer kết dính với hạt keo do lực hút giữa
polymer và hạt keo tích điện trái dấu.
Phản ứng 2: phần còn lại của
polymer đã hấp phụ hạt keo ở trên lại liên kết với những vị trí hoạt tính trên
bề mặt các hạt keo khác.
Phản ứng 3: nếu không thể liên kết
với hạt keo khác, polymer đã hấp phụ hạt keo trên sẽ cuộn lại và kết dính ở một
vị trí hoạt tính khác trên bề mặt hạt keo và do đó tái tạo ra hiện tượng tái bền
hạt keo.
Phản ứng 4: Nếu cho quá thừa
polymer, có thể làm bão hòa điện tích bề của các hạt keo nên không vị trí hoạt
tính nào tồn tại để tạo thành cầu nối. Điều này dẫn đến hiện tượng tái bền hạt
keo và có thể có hoặc không xảy ra hiện tượng đổi dấu hạt keo.
Phản ứng 5: phá vỡ liên kết giữa
hạt keo và polymer nếu khuấy trộn quá mạnh
Phản ứng 6: tái bền hạt keo do
hiện tượng hấp phụ trên một vị trí hoạt tính khác của cùng hạt keo như trình
bày ở phản ứng 3.
Cơ
chế 4: Quá trình keo tụ hấp phụ cùng lắng trong quá trình lắng
Ở
giá trị pH thích hợp, các tác nhân keo tụ là phèn nhôm và phèn sắt cho vào dung
dịch sẽ tạo thành Al(OH)3 hoặc Fe(OH)3 và lắng
xuống. Trong quá trình lắng chúng kéo theo các bông keo, các cặn bẩn hữu cơ và
vô cơ, các hạt keo khác cùng lắng. Cơ chế này được gọi là cơ chế cùng lắng. Quá
trình này không phụ thuộc vào quá trình keo tụ tạo bông và không xảy ra hiện tượng
tái ổn định hạt keo như trên.
Quá
trình keo tụ tạo bông gồm hai quá trình chính:
-
Quá trình keo tụ:
dựa trên cơ chế phá bền hạt keo;
-
Quá trình tạo
bông: tiếp xúc/kết dính giữa các hạt keo đã bị phá bền. Cơ chất tiếp xúc giữa
các hạt này bao gồm:
+ Tiếp
xúc do chuyển động nhiệt (chuyển động Brown) tạo thành hạt có kích thước nhỏ,
khoảng 1 mm;
+ Tiếp
xúc do quá trình chuyển động của lưu chất được thực hiện bằng cách khuấy trộn hỗn
hợp để tạo thành những bông cặn có kích thước lớn hơn;
+ Tiếp
xúc do quá trình lắng của các hạt.
2.1.2 Các yếu tố ảnh
hưởng đến quá trình keo tụ - tạo bông
Ảnh hưởng của pH:
nếu pH của quá trình thấp hơn điểm đẳng điện của chất gây đục thì cả chất gây đục
cấu tử của chất gây đục đều tích điện dương, chúng đẩy nhau, không xuất hiện lục
hút, hiện tượng keo tụ không xuất hiện.
Ảnh hưởng của pH đối với
độ hòa tan nhôm hydroxit.
Nó là một hydroxit lưỡng tính điển hình. Trị số pH của nước
quá cao hoặc quá thấp đều đủ làm cho nó hòa tan, khiến hàm lượng nhôm dư trong
nước tăng thêm.
Khi trị số pH giảm thấp đến 5,5 trở xuống, Al(OH)3 có tác dụng rõ ràng như một chất kiềm, làm cho hàm lượng Al3+ trong nước tăng nhiều, như phản ứng sau:
Khi trị số pH tăng cao đến 7,5 trở lên, Al(OH)3 có tác dụng
như một axít làm cho gốc AlO2- trong nước xuất hiện như
phản ứng sau :
Al(OH)3 + OH- = AlO2- + 2H2O
Khi trị số pH đạt đến 9 trở lên, độ hòa tan của Al(OH)3
nhanh chóng tăng lớn, sau cùng thành dung dịch muối nhôm.
Khi trong nước có SO42-, trong phạm vi pH = 5,5 ~ 7 trong vật kết tủa có muối sunfat kiềm, rất ít hòa tan. Trong phạm vi này, khi trị số pH biến đổi cao, muối sunfat kiềm ở hình thái Al2(OH)4SO4, khi pH biến đổi thấp ở dạng Al(OH)SO4.
Tóm lại, trong phạm vi pH từ 5,5 đến 7,5 lượng nhôm dư trong nước đều rất nhỏ.
Ảnh hưởng của pH đối với điện tích hạt keo nhôm hydroxit.
Điện tích của hạt keo trong dung dịch nước có quan hệ với
thành phần của ion trong nước, đặc biệt là với nồng độ ion H+. Cho
nên trị số pH đối với tính năng mang điện của hạt keo có ảnh hưởng rất lớn. Khi
5< pH< 8, nó mang điện dương, cấu tạo của đám keo này do sự phân hủy của
nhôm sunfat mà hình thành. Khi pH< 5, vì hấp phụ SO42-
mà mang điện tích âm . Khi pH dễ dàng kết tủa nhất , nó tồn tại ở hình thái
hydroxit trung tính.
Ảnh hưởng của pH đối với các chất hữu cơ trong nước.
Chất hữu cơ trong nước như các thực vật bị thối rữa, khi pH
thấp, dung dịch keo của axít humic mang điện tích âm. Lúc này dễ dàng dùng chất
keo tụ khử đi. Khi pH cao, nó trở thành muối axít humic dễ tan. Vì thế mà hiệu
quả khử đi tương đối kém. Dùng muối nhôm khử loại này, thích hợp nhất ở pH = 6
~ 6,5.
Từ một số nguyên nhân trên, đối với một loại nước cụ thể thì không có phương pháp tính toán trị số pH tối ưu, mà chỉ xác định bằng thực nghiệm. Chất lượng nước khác nhau, trị số pH tối ưu khác nhau, nghĩa là cũng một nguồn nước, các mùa khác nhau, trị số pH tối ưu cũng có thể thay đổi.
Khi dùng muối nhôm làm chất keo tụ, trị số pH tối ưu nói chung nằm trong giới hạn 6,5 ~ 7,5.
Qui luật nói chung là khi lượng
chất keo tụ cho vào tương đối ít, dung dịch keo tự nhiên trong nước chủ yếu là
dựa vào quá trình keo tụ của bản thân nó mà tách ra, nên dùng pH tương đối thấp
là thích hợp, vì khi này lượng điện tích dương của dung dịch keo nhôm hydroxit
tương đối lớn. Như vậy rất có lợi để trung hòa điện tích âm của dung dịch keo tự
nhiên, giảm thấp điện thế lượng phèn của nó. Khi cho vào tương đối nhiều, chủ yếu
là làm cho dung dịch keo nhôm hydroxit của bản thân chất keo tụ hình thành keo tụ
càng tốt. Để khử đi vật huyền phù và dung dịch keo tụ nhiên có trong nước, là dựa
vào tác dụng hấp phụ của dung dịch keo nhôm hydroxit, cho nên, khi pH gần bằng
8 là thích hợp nhất, vì nhôm hydroxit dễ kết tủa xuống.
Nếu độ kiềm của nước nguồn quá thấp sẽ không đủ để khử tính axít do chất keo tụ thủy phân sinh ra. Kết quả, làm cho trị số pH của nước sau khi cho phèn vào quá thấp. Ta có thể dùng biện pháp cho kiềm vào để điều chỉnh độ pH của nước ra. Nói chung kiềm cho vào có thể dùng xút (NaOH), kali hydroxit (KOH), natri cacbonat hoặc canxi hydroxit (Ca(OH)2 ).
Ảnh hưởng của nhiệt độ nước: có ít thông tin về sự ảnh hưởng của
nhiệt độ nước đến sự keo tụ. Tuy nhiên, kinh nghiệm chỉ ra rằng, trong mùa đông
khi nhiệt đô nước 0oC, các bông cặn lắng khó khăn. Giảm nhiệt độ nước kéo theo
độ nhớt của nó tăng. Điều đó giải thích việc kết bông khó lắng. Hơn nữa, khi
cùng 1 vận tốc lọc, các lực trượt tác dụng lên bông cặn lớn hơn, làm cho nó vỡ
ra. Ngoài ra, người ta còn nhận thấy rằng vùng pH tối ưu bị thu hẹp.
Ảnh hưởng của chất keo tụ: việc lựa chọn chất keo tụ có thể ảnh hưởng
đến các đặc tính keo tụ. Vì vậy, thậm chí nếu phèn nhôm là chất keo tụ được sử
dụng rộng rãi nhất, thì nhiều trường hợp có thể có lợi hơn nếu thay bằng
sunphat sắt 3. Sunphat sắt 3 dùng được cho nhiều loại nước mà vùng pH tối ưu rộng
hơn so với phèn nhôm. Hơn nữa đối với chỉ số pH cao, sunfat sắt ba ít tan hơn
so với phèn nhôm. Như vậy chỉ sau khi thực hiện các thí nghiệm trong phòng thí
nghiệm, mới có thể chọn được chất keo tụ và xác định nồng độ tối ưu của nó cho
1 loại nước thải xác định.
Ảnh hưởng của việc xáo trộn: trong quá trình keo tụ và kết bông cặn
người ta tiến hành trộn các hóa chất keo tụ theo 2 giai đoạn. Ở giai đoạn thứ
nhất, khuấy nhanh và thời gian ngắn (khoảng 1 phút với tốc độ 100 vòng/phút) có
nhiệm vụ khuếch tán đều các hóa chất keo tụ trong nước thải. Sau 1 phút khuấy
nhanh, chuyển sang chế độ khuấy chậm (tốc độ khoảng 20 vòng/phút trong 15 phút)
với nhiệm vụ tạo điều kiện để các hạt keo va chạm với các hạt cặn trong nước thải,
kết thành các bông lớn và lắng xuống. Tuy nhiên, nếu tốc độ quá mạnh, các lực
trượt sẽ tác dụng lên các phần tử kết bông và làm vở các bông cặn, và tùy vào
nước thải nồng độ cặn nhiều hay ít mà cần thời gian tiếp xúc với chất keo tụ
lâu hay dài.
2.2 Quá trình oxy hóa
nâng cao bằng hệ H2O2/UV
2.2.1 Cơ chế của quá
trình oxy hóa nâng cao bằng hệ H2O2/UV
Bản chất của tất cả những quá trình oxy
hóa nâng cao AOP (Advanced Oxydation Processes) đều dựa vào khả năng oxy hóa rất
mạnh và không chọn lọc của các gốc tự do Hydroxyl *OH. Gốc tự do này không tồn
tại sẵn như những tác nhân oxy hóa
thông thường mà chỉ được sản sinh ngay trong quá trình phản ứng, tuy có thời
gian sống rất ngắn nhưng hiệu lực oxy hóa lại rất mạnh.
Các gốc hydroxyl
tự do là một kiểu trạng thái kích thích, được đặc trưng bởi sự thiếu hụt một
electron và do đó chúng không ổn định. Do
sự bất ổn của chúng, chúng có xu hướng phản ứng với cơ chất đầu tiên mà chúng
tiếp xúc. Các gốc hydroxyl (*OH) cũng có xu hướng oxy hóa các chất ô nhiễm
hữu cơ hòa tan trong các dung dịch nước tạo ra carbon dioxide, nước và muối
(Heeks, Smith và Perry, 1991). Bảng
3 cho thấy năng lực oxi hóa của gốc
hydroxyl *OH và các tác nhân oxi hóa thông thường.
Bảng 3 Thế oxy hóa của các tác nhân oxy
hóa
TT
|
Tác
nhân oxy hóa
|
Thế
oxi hóa (V)
|
1
|
Gốc
hydroxyl
|
2,80
|
2
|
Ozon
|
2,07
|
3
|
Hydrogen
peroxit
|
1,78
|
4
|
Permanganat
|
1,68
|
5
|
Hydrobromic
axit
|
1,59
|
6
|
Clo
dioxit
|
1,57
|
7
|
Hypocloric
axit
|
1,49
|
8
|
Hypoiodic
axit
|
1,45
|
9
|
Clo
|
1,36
|
10
|
Brom
|
1,09
|
11
|
Iod
|
0,54
|
Từ đó cho thấy quá trình AOP rất thích
hợp và hiệu quả cao để phân hủy các chất ô nhiễm hữu cơ khó phân hủy POPs như
hydrocacbon halogen hoá (tricloroetan, tricloroetylen,…) các hydrocacbon
acromatic (benzen, toluen, etylbenzen, xylen), polyclorbiphenyl (PCB),
nitrophenol, các hóa chất bảo vệ thực vật, thuốc nhuộm, các chất hoạt động bề mặt,…
Mức độ phân hủy các chất hữu cơ khó phân hủy đạt gần như hoàn toàn, dư lượng
còn lại trong nước thải dưới 0,01 ppm cho đến dưới 5 ppb.
Ngoài ra, do tính oxi hóa cực mạnh của
chúng nên các gốc hydroxyl có khả năng tiêu diệt triệt để các loại tế bào vi
khuẩn và virus gây bệnh như Escheria Coli, Lactobacillus, Streptococcus,
Poliovirus,… khả năng này vượt xa khả năng diệt khuẩn của ozon, clorin, clorin
dioxit hoặc tia tử ngoại. Mặc khác, các gốc hydroxyl *OH lại rất an toàn so với
khử trùng bằng clorin. Không tạo ra các sản phẩm phụ gây ung thư như các chất hữu
cơ clotrihomethanes (THMs), diệt được những vi khuẩn và virus gây bệnh mà Clo
không thể diệt nổi như Campylobacter, Yersina, Mycobacteria. Legionella,
Cryptosporidium,… (Trí, 2006).
Tạo gốc *OH bằng
phản ứng hydrogen peroxit với bức xạ UV (H2O2/UV)
Gốc hydroxyl *OH được tạo ra trực tiếp từ H2O2
theo phương trình sau:
H2O2 + hn (năng lượng ánh sáng) → 2
*OH
Hiệu suất lượng tử của sự tạo thành *OH là 1, và hầu hết chất
ô nhiễm hữu cơ có thể bị phân hủy nhanh chóng. Nếu nước hấp thụ mạnh UV trong
vùng bước sóng 200 – 300 nm hoặc độ kiềm của nước quá cao thì quá trình xử lý
không hiệu quả (Thắng, 2011 và Bolton J.R., 1999).
Hydrogen peroxit hấp thụ bức xạ UV xảy ra tốt nhất ở bước
sóng trong khoảng 220 nm. Tuy nhiên, trên thị trường thường sản xuất loại đèn
UV hơi thuỷ ngân áp suất thấp với bức xạ UV ở bước sóng 254 nm. Do đó, nếu dùng
đèn thủy ngân áp suất thấp, hệ số hấp thu của H2O2 sẽ rất thấp chỉ có 19,6 M-1cm-1.
Sự hấp thu của H2O2
đạt được cực đại đối với bức xạ UV có tần số 220 nm. Vì vậy, sử dụng đèn
hơi thủy ngân trung áp là thích hợp trong trường hợp này. Tuy nhiên, trong thực
tế, thường sử dụng nguồn UV của đèn hơi thủy ngân thấp áp với bước sóng đặc
trưng 253,7 nm vì tính phổ biến của nó cho quá trình UV oxi hóa nói chung.
Trong trường hợp đó, hệ số hấp thu phân tử của bước sóng 253,7 nm, phải tăng
lượng H2O2 đưa vào để tạo ra lượng gốc *OH đủ cho quá
trình. Tuy nhiên, khi tăng lượng quá nhiều H2O2 sẽ xảy ra
hiện tượng bị mất một số gốc *OH, giảm hiệu quả của quá trình do các phản ứng
sau (Munter, 2001):
*OH + H2O2 →
*HO2 + H2O
*HO2
+ H2O → *OH + H2O + O2
*HO2
+ *HO2 → H2O2 + O2
Cũng còn một con
đường khác tạo ra gốc *OH từ H2O2 thông qua giai đoạn
trung gian anion HO2- như sau:
H2O2 ↔ HO2- + H+
HO2- →
*OH + *O-
Anion HO2-
lại có hệ số hấp thu bức xạ UV cao
ở bước sóng 253,7 nm (Munter, 2001). Vì vậy trong thực tế cũng có thể sử dụng
đèn UV hơi thủy ngân áp suất thấp để tạo gốc *OH từ H2O2.
Hiệu quả xử lý
nước thải là phụ thuộc vào nhiều yếu tố, bao gồm chiều dài đường dẫn quang học
trung bình (độ đục của mẫu nước), hệ số dập tắt phân tử (phụ thuộc vào bước
sóng mà là phổ biến nhất là 220 nm), nồng độ của chất nền (chất gây ô nhiễm) và
cường độ và bước sóng của nguồn ánh sáng được sử dụng. Sự hình thành của các
gốc tự do được ưa chuộng bởi: ánh sáng tia cực tím, pH cao và nồng độ
bicarbonate thấp (Stowell và Jensen, 1991).
Ở qui mô công nghiệp hệ H2O2
/UV đã được triển khai ở Mỹ để xử lý nước sinh hoạt bị nhiễm các chất ô
nhiễm hữu cơ rất hiệu quả như hệ Calgon perox-pure, Hệ Rayox H2O2/UV, hệ Magnum
CVA-OX UV/ H2O2.
2.2.2 Ưu điểm của quá
trình
Các tác nhân H2O2
tương đối rẻ và có sẵn, đồng thời không độc hại, dễ vận chuyển, dễ
sử dụng.
Dễ thực hiện, thao tác đơn giản
Phá hủy các chất ô nhiễm hữu cơ
khó phân hủy đặc biệt
Tạo điều kiện thuận lợi cho
các quá trình xử lý sinh học tiếp sau.
Nâng cao hiệu quả xử lý của
toàn bộ hệ thống.
Do tác dụng oxy hóa cực mạnh của
*OH so với các tác nhân diệt khuẩn truyền thống (các hợp chất của clo) nên
ngoài khả năng tiêu diệt triệt để các vi khuẩn thông thường, chúng còn có thể
tiêu diệt các tế bào vi khuẩn gây bệnh mà clo không thể diệt nổi.
2.2.3 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình
Sự truyền tải ánh sáng UV
Bất kỳ trở ngại của việc truyền tải
ánh sáng UV vào mẫu nước có thể làm giảm hiệu quả của quá trình này. Một
bóng đèn bẩn với gỉ hoặc các nhiễu khác không thể phát ra nhiều ánh sáng, do đó
hiệu quả sẽ giảm. Chính vì thế cần làm sạch bóng đènUV định kỳ để tránh vấn
đề này.
Ảnh hưởng của pH
Môi trường pH thích hợp sẽ đảm bảo
cho quá trình oxy hóa nâng cao oxy hóa phân hủy các loại cơ chất trong nước thải
đạt hiệu quả cao nhất. Trong hệ UV/H2O2, giá trị pH thích
hợp cho quá trình phản ứng có khoảng dao động rộng, một số ví dụ có thể tham khảo:
-
Shu et al. (1994) đã nghiên cứu ảnh hưởng của pH
đến hiệu quả của quá trình xử lý nước thải tự tạo chứa thuốc nhuộm azo bằng
phương pháp UV/H2O2. Quá trình phân hủy của thuốc nhuộn đạt
hiệu quả tối ưu ở pH từ 3 đến 5.2.
-
Alfred Y. C. Tong, et al., (2011), Sử dụng quá trình quang hóa
UV/H2O2 để xử lý oseltamivir (Tamiflu) trong nước, với pH
= 7, hiệu quả của quá trình xử lý đạt kết quả cao nhất.
-
Vogna D et al., (2004), Nâng cao quá trình oxy
hóa dược phẩm diclofenac với UV/H2O2 và Ozone, kết quả
cho thấy ở pH từ 5 đến 6, sau 90 phút xử lý, hiệu quả khoáng hóa diclofenac là
39%.
Vì vậy trong mỗi nghiên cứu cần
phải khảo sát ảnh hưởng của giá trị pH một cách cụ thể nhằm tìm ra pH thích hợp
nhất.
Ảnh hưởng của nồng độ H2O2 dư
Lượng H2O2
dư trong mẫu sau phản ứng sẽ xảy ra một trong hai trường hợp sau:
-
Trường hợp 1: Gây ảnh hưởng dương đến kết quả
xác định COD theo phương trình phản ứng:
Cr2O72-
+ 3 H2O2 +
8H+ → 2Cr3+ + 3O2 + 7H2O
-
Trường hợp 2: Lượng H2O2
dư sẽ xảy ra hiện tượng mất một số gốc *OH làm giảm hiệu quả của quá trình oxy
hóa theo các phương trình phản ứng:
*OH
+ H2O2 à *OH2 + H2O
*OH2
+ H2O2 à *OH + H2O + O2
*OH2 + *OH2
à H2O2
+ O2
Để loại ảnh hưởng của H2O2
dư, mẫu sau quá trình xử lý được dừng phản ứng ngay bằng cách thêm NaOH 1N đến
pH 10 - 11 và đun kín ở 60 - 70oC, thời gian 10 phút để đuổi hết H2O2
dư, rồi mới tiến hành phân tích COD.
Ảnh hưởng các anion vô cơ
Một số anion vô cơ thường có
trong nước ngầm và nước thải như là ion cacbonat (CO32-),
bicacbonat (HCO3-), ion clo (Cl-) , những ion
này sẽ tóm bắt các gốc hydroxyl *OH làm hao tổn số lượng gốc hydroxyl, giảm khả
năng oxy hóa nên những gốc này gọi chung là những chất tìm diệt gốc hydroxyl.
Những phản ứng làm mất gốc hydroxyl của các anion vô cơ:
*OH + CO32- →
*CO3 + HO-
*OH + HCO3- →
*HCO3 + OH-
*OH + Cl- →
*ClOH-
Ta thấy hằng số tốc độ phản ứng
giữa OH* và ion cacbonat lớn hơn nhiều so với ion bicacbonat, vì vậy khi tăng
pH cân bằng của cacbonat-bicacbonat sẽ chuyển dịch theo hướng tạo thành
cacbonat, gây bất lợi cho phản ứng oxi hoá nâng cao. Trong khi đó, axit H2CO3
không phải là chất ăn hydroxyl, vì vậy trong trường hợp nếu độ kiềm cao, bằng cách
chỉnh pH sang môi trường axit để chuyển cân bằng cacbonat-bicacbonat từ
cacbonat (ăn hydroxyl) sang axit H2CO3 (không ăn
hydroxyl) sẽ có thể loại bỏ tác dụng kìm hãm tốc độ phản ứng của các ion
cacbonat và bicacbonat.
Nói chung, các ion clorua,
cacbonat và bocacbonat thường có ảnh hưởng kìm hãm tốc độ phản ứng nhiều nhất,
trong khi đó các ion sunfat, phosphat hay nitrat có ảnh hưởng ở mức độ thấp
hơn. (Trần Mạnh Trí)
2.3 Quá trình phân hủy
sinh học hiếu khí
2.3.1 Động học quá
trình sinh học hiếu khí
Quá
trình xử lý sinh học hiếu khí nước thải gồm ba giai đoạn sau:
-
Oxy hóa các chất
hữu cơ:
|
Enzyme
|
CxHyOz + O2 CO2 + H2O
+ DH
-
Tổng hợp tế bào mới:
|
Enzyme
|
CxHyOz + NH3
+ O2 CO2
+ H2O + C5H7NO2 - DH
-
Phân hủy nội bào:
|
Enzyme
|
C5H7NO2 + 5O2 5CO2 + 2H2O
+ NH3 ± DH
Các
quá trình xử lý sinh học bằng phương pháp hiếu khí có thể xảy ra ở điều kiện tự
nhiên hoặc nhân tạo. Trong các công trình xử lý nhân tạo, người ta tạo điều kiện
tối ưu cho quá trình oxy hóa sinh hóa nên quá trình xử lý có tốc độ và hiệu suất
cao hơn rất nhiều. Tùy theo trạng thái tồn tại của vi sinh vật, quá trình xử lý
sinh học hiếu khí nhân tạo có thể chia thành:
-
Xử lý sinh học hiếu
khí với vi sinh vật sinh trưởng dạng lơ lửng chủ yếu được sử dụng để khử chất hữu
cơ chứa carbon như quá trình bùn hoạt tính, hồ làm thoáng, bể phản ứng hoạt động
gián đoạn, quá trình lên men phân hủy hiếu khí. Trong số những quá trình này,
quá trình bùn hoạt tính là quá trình phổ biến nhất.
-
Xử lý sinh học hiếu
khí với vi sinh vật sinh trưởng dạng dính bám như quá trình bùn hoạt tính dính
bám, bể lọc nhỏ giọt, bể lọc cao tải, đĩa sinh học, bể phản ứng nitrate hóa với
màng cố định.
Với việc phân tích và kiểm
soát môi trường thich hợp, hầu hết các loại nước thải đều có thể
được xử lý bằng phương pháp sinh học, phương pháp này dựa vào khả
năng oxy hóa các liên kết hữu cơ dạng hòa tan và không hòa tan của vi
sinh vật hiếu khí và kỵ khí, chúng sử dụng các liên kết đó như
nguồn thức ăn của chúng. Sản phẩm cuối cùng của quá trình phân hủy
sinh học thường là các chất khí (CO2, N2, CH4,
H2S), các chất vô cơ (NH4+, PO43)
và tế bào mới. Các quá trình sinh học trong xử lý nước thải gồm
quá trình phân hủy hiếu khí, quá trình kỵ khí, quá trình nitrat
hóa, quá trình khử nitơ, quá trình khử phospho, quá trình khử chất
độc hoặc các chất khó phân hủy sinh học và quá trình khử kim loại
nặng. Mỗi quá trình riêng biệt còn có thể phân chia thành chi tiết
hơn, phụ thuộc vào việc xử lý được thực hiện trong hệ thống tăng
trưởng lơ lửng (suspendend-growth system), hệ thống tăng trưởng dính bám
(attached-growth system), hoặc hệ thống kết hợp. Phương pháp sinh học
có ưu điểm là rẻ tiền và có khả năng tận dụng các sản phẩm phụ
làm phân bón (bùn hoạt tính) hoặc tái sinh năng lượng (khí methance) (Metcalf
& Eddy, 2003; Diệu, 2008; Triết, 2008).
2.3.2 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình
Ảnh hưởng của pH và nhiệt độ
Theo nghiên cứu của Gh Ghanizadeh và R Sarrafpour thì
khoảng pH nghiên cứu dao động từ 5,7 – 9; với khoảng pH này thì hiệu
quả xử lý chất hữu cơ 87% - 96% và nồng độ SS trong nước thải giảm
từ 87 mg/l xuống còn 49 mg/l, nồng độ vi sinh vật (SVI) giảm từ 96 g/ml
xuống 44 g/ml. pH là một
yếu tố chính trong sự phát triển của vi sinh vật. pH lớn quá hay thấp quá (pH < 6.5
và pH > 8.5) đều ảnh hưởng xấu tới hoạt động của vi sinh vật. pH tối ưu cho
sự phát triển của vi sinh vật 6,5 – 7,5.
Theo
nghiên cứu của Gh Ghanizadeh và R Sarrafpour thì nhiệt độ nghiên cứu dao
động trong khoảng 15oC – 35oC, ứng với nhiệt độ
trên thì hiệu quả xử lý chất hữu
cơ trong khoảng 87% - 93%, với nhiệt độ này nồng độ vi sinh vật (SVI)
phát triển tăng từ 40 lên 130 g/ml.
Nhiệt
độ nước thải có ảnh hưởng rất lớn tới tốc độ phản ứng sinh hóa trong quá
trình xử lý nước thải. Nhiệt độ không những ảnh hưởng
đến hoạt động của vi sinh vật mà còn ảnh hưởng tới tính chất vật
lý như quá trình
hấp thụ khí oxy
vào nước thải, độ nhớt và vận
tốc lắng (Sedory & Stenstrom 1995). Việc điều chỉnh nhiệt
độ thường không khả thi, vì làm ấm hoặc làm mát thì chi phí khá
đắt, vì vậy, cần phải giảm khoảng chênh lệch nhiệt độ quá lớn, tuy
nhiên trong một số trường hợp ta tránh được sự mất nhiệt này (S.
Lippi và cộng sự, 2009).
Khi nồng
độ MLVSS cao (> 10.000 mg/l) sự thay đổi nhiệt độ sẽ gây ra ảnh hưởng đến bông bùn. Nếu nhiệt
độ giảm, khả năng lắng của bùn sẽ giảm đi. Khi nhiệt độ tăng lên, khả
năng lắng của bùn tăng lên. Khi nồng
độ MLVSS khá nhỏ, khoảng 2.000 mg/l thì sự thay đổi nhiệt độ sẽ ảnh hưởng
đến cấu trúc bông bùn (Michael
H.Gerardi, 2002).
Bảng 4 Nhiệt độ của quá trình
xử lý sinh học
Loại vi sinh vật
|
Giới hạn nhiệt độ, 0C
|
Nhiệt độ tối ưu, 0C
|
Psychrophilic
|
10
- 30
|
12
- 18
|
Messophilic
|
20
- 50
|
25
- 40
|
Thermophilic
|
35
- 75
|
55
- 65
|
Nguồn: Mecalf
& Eddy, 2003.
Ảnh hưởng của thời gian lưu nước
Thời gian lưu nước có ảnh
hưởng nhất định tới hiệu quả xử lý nước thải. Theo nghiên cứu của
Hamdy Abbas, Hamdy Seif và Amal Moursi trong phòng thí ngiệm, họ chạy 4
mô hình với 4 thời gian lưu nước khác nhau là 18h; 12h; 6,18h; 3,37h và
nồng độ COD đầu vào dao động trong khoảng 100 – 300 mg/l. Sau 9 ngày
nghiên cứu họ đã thu được kết quả như sau: mô hình 1 với HRT = 18h thì
hiệu quả xử lý đạt 88%; mô hình 2 với HRT = 12h thì hiệu quả xử lý
đạt 86%; mô hình 3 với HRT = 6,18h thì hiệu quả xử lý đạt 85,78%; mô
hình 4 với HRT = 3,37h thì hiệu quả xử lý đạt 84%. Như vậy ta có thể
kết luận rằng nếu thời gian lưu nước quá dài sẽ làm giảm hiệu quả
xử lý vì nếu trong nước thải có nồng độ COD thấp mà thời gian lưu
nước quá dài sẽ dẫn đến hiện tượng thiếu thức ăn cho vi sinh vật,
như vậy sẽ làm vi sinh vật chất
dẫn tới COD trong nước thải sẽ tăng lên làm giảm hiệu quả xử lý.
Bảng 5 Thí ngiệm nghiên cứu ảnh hưởng của thời gian lưu
nước
HRT (h)
|
COD đầu
vào (mg/l)
|
COD đầu
ra (mg/l)
|
Hiệu quả
xử lý (%)
|
18
|
175,45
|
21,81
|
88
|
12
|
190
|
27,5
|
86
|
6,18
|
181,66
|
2,589
|
85,78
|
3,37
|
160
|
25,55
|
84
|
Nguồn: Hamdy Abbas, Hamdy Seif và Amal Moursi, 2001.
Ảnh hưởng của nhu cầu oxy
Sục
khí là một yếu tố quan trọng trong quá trình xử lý sinh học nước
thải. Oxy được cung cấp cho vi sinh vật hoạt động để oxy hóa các chất
hữu cơ, để oxy hóa 1g chất hữu cơ thì vi sinh vật cần 1,42g O2
(Ramlah Mohd Tajuddin, Ahmad Fauzi Ismail and Mohd Razman Salim, 2004;
Chern, 2000; L. K. Wang và cộng sự, 2009). Nước thải cung cấp môi trường
lý tưởng cho một số vi sinh vật phát triển và các vi sinh vật đó
đóng vai trò quan trọng trong trong mọi giai đoạn của quá trình xử lý
nước thải bằng phương pháp sinh học (Akunna và cộng sự, 2001). Vi sinh
vật oxy hóa các chất hữu cơ, các chất hòa tan, các cacbon hữu cơ
thành các chất đơn gian và sinh khối bổ sung (Tchobanoglous và cộng
sự, 2003). Oxy hoặc không khí giàu oxy cần thiết cho vi sinh vật hô hấp
để các phản ứng sinh hóa xảy ra nhanh chóng trong quá trình xử lý
sinh học. Nếu thiếu sẽ làm ảnh hưởng đến quá trình hoạt động của
vi sinh vật. Theo nghiên cứu của L. K. Wang và cộng sự, 2009, với nồng
độ MLSS duy trì ở khoảng 500 mg/l, thời gian sục khí thích hợp để
cung cấp đủ lượng oxy cho vi sinh vật sử dụng để oxi hóa các chất
hữu cơ từ 1,5 – 3 giờ, kết quả xử lý từ 60 – 75%; đối với nồng độ
MLSS từ 4.000 – 8.000 mg/l và thời gian thổi khí từ 0,5 – 2 giờ thì
hiệu quả xử lý từ 75 – 85%.
Theo nghiên cứu của P. Martins,
J. Heijnen, Van Loosdrecht năm 2003 về ảnh hưởng của nồng độ oxy hòa tan
trong nước thải đến bùn, khi nồng độ oxy hòa tan trong chất lỏng thấp
(nhỏ hơn hoặc bằng 1,1 mgO2/l. Khi nồng độ oxy hòa tan giảm
xuống 0,2 - 0,7 mg/l thì khả năng lắng của bùn giảm đáng kể do các vi sinh
vật dạng sợi sẽ chiếm ưu tế như S.
natans, type 1701 and H. hydrossis, làm
bùn hoạt tính trở nên khó lắng, tạo khối
bùn. Nên duy trì DO trong bể 1,5 - 2 mg/l. DO cao (> 2 mg/l) có thể cải thiện tốc độ nitrat hoá với tải lượng BOD cao và để kiểm soát các vi sinh dạng sợi phát
triển. Giá trị DO > 4 mg/l không cải thiện hoạt
động đáng kể trong khi chi phí làm
thoáng tăng đáng kể (Metcalf
& Eddy, 2003; Michael H.Gerardi, 2002; Michael Richard, 2003). Như vậy
oxy hòa tan có một ảnh hưởng mạnh mẽ đến các loại vi sinh vật sống
trong bùn và khả năng lắng của bùn, điều này giống các tài liệu
báo cáo trước đây (Palm và cộng sự, 1980; Pernelle và cộng sự, 2001). Khi tăng nồng độ oxy
hòa tan lớn hơn hoặc bằng 2 mg/l trong hệ thống bùn hoạt tính hiếu
khí thì khả năng lắng của bùn sẽ được cải thiện.
Khi nồng
độ oxy trong bể thổi khí < 1 mg/l kéo dài liên tục trong 10 tiếng hoặc hơn sẽ làm gián đoạn hoạt động tạo bông bùn và gây mất bùn. Khi nồng độ oxy trong nước
bị giới hạn, hoạt
động của trùng tiên mao sẽ
chậm lại. Hoạt
động của động vật nguyên sinh sẽ giảm khi nồng độ oxy < 1
mg/l kéo dài liên tục
trong vòng 36 tiếng.
Hoạt động của các động vật nguyên sinh
thường tăng trong vòng
12 tiếng khi nồng độ
oxy trong nước lên trên 1mg/l (Metcalf & Eddy, 2003;
Michael H.Gerardi, 2002).
Ảnh
hưởng của F/M
Tỉ lệ F/M là một trong những
yếu tố ảnh hưởng đến quá trình bùn hoạt tính hiếu khí. F/M là
lượng thức ăn cần cho vi sinh vật phát triển. Tỉ lệ F/M có thể được
kiểm soát bởi số lượng bùn thải, sự gia tăng khối lượng bùn làm
giảm tỉ lệ F/M và ngược lại. Hiệu suất tốt nhất của bùn hoạt tính
chỉ đạt được khi F/M được duy trì ở một giá trị tối ưu liên tục,
điều này phụ thuộc vào loại công trình xử lý cũng như loại nước
thải xử lý. Một tỉ lệ F/M trên giá trị tối ưu có thể gây ra (Alex
Ekster, 1992):
-
DO thấp.
-
Năng lượng bị lãng phí do hiệu quả vận
chuyển oxy trong nước thải giảm đi và sự cần thiết của việc duy trì
nồng độ DO cao.
-
Hiệu quả loại bỏ chất ô nhiễm kém (chất
dinh dưỡng, ammonia) trong bể thổi khí.
-
Phân tán sự phát triển của sinh khối.
-
Vấn đề về quá trình kết bông bùn.
Một tỉ lệ F/M dưới giá trị
tối ưu có thể gây ra (Alex Ekster, 1992):
-
F/M thấp sẽ làm các vi sinh vật dang sợi
phát triển và sủi bọt.
-
Tăng nhu cầu oxy cho quá trình bùn hoạt
tính thông thường.
-
Tăng tải trọng lắng.
-
Tăng độ đục của nước thải.
Thức ăn trong tỉ lệ F/M này
là cBOD còn vi sinh vật là bùn hoạt tính trong bể mà được đo bằng
ppm hay mg/l của MLTSS. Quá trình bùn hoạt tính phải duy trì tải
trọng thức ăn phù hợp với tải trọng của vi sinh vật dưới điều kiện
thổi khí. Người vận hành và các kỹ sư cần nắm được tầm quan trọng
của tỉ lệ F/M (Gary Lee Mishoe, 1999).
Mặc dù, tỉ lệ F/M liên tục
thay đổi do quá trình làm đầy và phản ứng, các giá trị trung bình
này có thể so sánh trong hệ thống bùn hoạt tính hiếu khí. Hiện nay,
mục đích quan trọng trong vận hành SBR là vận hành với tải trọng
thấp, thông thường F/M 0,05 – 0,1. Thông thường, các nhà máy xử lý
hiện đang vận hành với tỉ lệ F/M 0,15 – 0,4. Bể SBR có thể vận hành
trong điều kiện này. Khi chất dinh dưỡng được kiểm soát, thì ta có
tỉ lệ F/M thấp như mong muốn (K. Wang and Yan Li, 2009).
Theo W. M. Shubert và K. A.
Mikkelson thì tùy theo loại nước thải và tải trọng mà ta có tỉ lệ
F/M: (1) nước thải đô thị có tải trọng thấp tỉ lệ F/M 0,05 – 0,1; (2)
nước thải đô thị có tải trọng thông thường F/M 0,15 – 0,4; (3) nước
thải công nghiệp có tải trọng thấp F/M 0,05 – 0,1; (4) nước thải công
nghiệp có tải trọng thông thường F/M 0,15 – 0,6.
Thông thường, xử lý nước thải đô thị với quá trình bùn hoạt tính có: SRT = 5 -
7 ngày, F/M = 0,3 - 0,5 gBOD/gVSS.ngày (Metcalf & Eddy, 2003).
Ảnh hưởng của thời gian lưu bùn
SRT là yếu
tố quan trọng trong quá trình bùn hoạt tính, vì nó ảnh hưởng đến quá trình xử lý, thể tích bể, lượng bùn sinh ra, nhu cầu oxy. Thời gian lưu bùn được xác định bằng việc tách
bùn thải bỏ trong bể làm
thoáng hằng ngày.
Đối với hệ thống khử BOD, SRT
có thể dao động từ 3 - 5 ngày, phụ thuộc vào nhiệt độ của nước thải. Ở nhiệt độ18 - 25ºC, với những hệ thống khử BOD và
giảm quá trình
nitrat hoá, SRT có thể
chọn là 3 ngày. Để loại trừ nitrat hóa, một số
quá trình bùn hoạt
tính có SRT = 1 ngày, hay nhỏ
hơn. Ở10ºC, SRT = 3 - 5
ngày cho quá trình khử
BOD (Metcalf
& Eddy, 2003; Michael H.Gerardi, 2002)
Bảng 6 Thời gian lưu bùn của một vài công trình xử lý
Mục đích
|
SRT ( ngày)
|
Loại
bỏ BOD hoà tan trong nước thải đô thị
|
1 – 2
|
Chuyển
hóa các phần tử hữu cơ trong nước thải đô thị
|
2 – 4
|
Tăng
cường khả năng tạo bông của vi sinh để xử lý nước thải đô thị
|
1 – 3
|
Tăng
cường khả năng tạo bông của vi sinh để xử lí nước thải công nghiệp
|
3 – 5
|
Khử
nitrat hoá hoàn toàn
|
3 – 18
|
Khử
photpho
|
2 – 4
|
Ổn
định quá trình bùn hoạt tính
|
20 – 40
|
Nguồn: Metcalf & Eddy, 2003.
3. MÔ HÌNH THÍ NGHIỆM VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
3.1 Thiết lập mô hình
3.1.1 Mô hình thí nghiệm Jartest
Sử dụng máy Jartest để thực hiện quá trình keo tụ tạo bông.
Máy Jartest bao gồm 6 cánh khuấy, được điều khiển bằng mô tưa. Trên máy có bộ
hiệu chỉnh tốc độ nhanh, chậm và có màn hình hiển thị tốc độ cụ thể.
3.1.2 Mô hình thí
nghiệm oxy hóa nâng cao bằng hệ H2O2/UV
Mô hình dùng hệ thống đèn UV dùng trong xử lý nước uống, với vỏ đèn bằng
inox hiệu Aquapro, được khoan và hàn thêm mối nối phía dưới đèn, lắp thêm van,
dây để làm đường dẫn nước ra.
Thùng chứa nước thải được đặt ở vị
trí cao có hệ thống van dây dẫn nước thải vào đèn. Bộ đèn UV được đặt thấp hơn
thùng chứa để nước có thể tự chảy qua đèn. Các thông số và kích thước chi tiết của mô hình được trình bày
trong bảng 3.1.
Bảng 7 Thông số, kích thước
của các dụng cụ thiết bị xây dựng mô hình
Dụng cụ - thiết bị
|
Vật liệu
|
Số lượng
|
Thông số -
kích thước
|
Ghi chú
|
Đèn UV
|
3
|
Bước sóng = 254 nm, P = 14
W
|
USA
|
|
Vỏ đèn
|
Inox
|
3
|
L = 35 cm, Φ 6,5 cm
|
VN
|
Ống thạch anh
|
Thủy tinh
|
3
|
Φ 2 cm, L = 35 cm
|
VN
|
Xô chứa nước thải
|
Nhựa
|
3
|
2,5 lít
|
VN
|
Ống xi phong
|
Nhựa dẻo
|
Φ 0,5 cm - 1 cm
|
-
|
|
Van
|
Kim loại
|
15
|
-
|
-
|
Các khớp nối
|
Gang
|
7
|
Φ 9 mm
|
-
|
Máy bơm nước rửa
|
-
|
1
|
8,5 W; 220-240 V/50Hz
|
TQ
|
Hồ chứa nước rửa
|
Kính
|
1
|
L = 30 cm, R = 20 cm, H =
25 cm
|
-
|
Máy thổi khí
|
2
|
5,6 W; 220-240 V/50Hz
|
TQ
|
|
Máy Jartest
|
Kim loại
|
1
|
20 vòng/phút
|
Đức
|
Mô hình SBR
|
Kính
|
-
|
3 ngăn, mỗi ngăn 10 cm × 30
cm × 15 cm, góc vát 30o
|
VN
|
Máy đo pH
|
1
|
Đức
|
Mô hình gồm 3 hệ thống đèn với cách bố trí đường ống dẫn nước ra vào
riêng lẻ. Các ống dẫn nước rửa, ống thổi khí, van, tê được lắp đặt như trình
bày cụ thể trong hình 3.3.
Hệ thống đèn I được được lắp đặt bao gồm: bình nhựa (I) chứa nước thải
với dung tích 2,5 L được khoan gần phía đáy bình, dùng keo silicon để gắn kết
van (I - 1) vào bình nhựa nhằm ngăn nước thải khi cần và cũng là đầu nối giữa
thùng và ống dẫn nước. Đầu dây còn lại của ống dẫn nước được nối với van (I - 2),
van này được sử dụng với mục đích ngăn không cho nước rửa hay khí lên trên bình
chứa nước thải. Đầu van (I - 2) tiếp theo được nối với tê (A) bởi một đoạn ống
ngắn, với nhiệm vụ một đầu dẫn nước thải vào đèn, một đầu được nối với van (I -
3), van (I - 3) có tác dụng không cho nước thải đi qua các đoạn ống và mối nối
phía sau. Đầu còn lại của van (I - 3) được nối với tê (B), một đầu nối với van
(I - 4) đầu kia nối với van (I - 5). Khi thổi khí cần mở van (I - 3), van (I - 4),
để khí có thể vào bên trong hệ thống đèn đẩy phần nước còn sót lại trong vỏ
đèn, khóa các van (I - 5), van (I - 2) nhằm không cho khí phân tán ra những nơi
không cần thiết. Kế đến van (I - 5) được nối vào thập. Tại đây, một đầu của thập
gắn vào ống đẩy của bơm nước rửa, 2 đầu còn lại được nối với hệ thống đèn II –
III với cách nối van, tê tương tự như hệ thống đèn I. Tại các mối nối giữa ống
- van, ống – tê dùng băng keo non quấn quanh các điểm nối rồi mới lắp chúng vào
với nhau, sau cùng dùng cổ dê để siết chặt các mối nối để tránh rò rỉ trong quá
trình vận hành.
3.1.3 Mô hình bùn hoạt
tính hiếu khí dạng mẻ
Mô hình được làm bằng thủy tinh, trong một
mô hình lớn được chia thành 3 mô hình nhỏ. Kích thước của mỗi mô hình nhỏ là 10
cm x 30 cm x 15 cm. Thể tích nước tối đa trong mỗi mô hình là 2,5 L, đáy mô
hình được vát một góc 30o giúp cho khí được khuấy trộn đều trong mô
hình. Mô hình được lắp bộ sục khí bằng đá thổi khí đặt ở đáy bể nhằm phân phối
khí, cung cấp oxy hòa tan cho hoạt động của vi sinh vật và duy trì trạng thái
lơ lửng của bùn hoạt tính.
3.2 Quy trình thí
nghiệm
3.2.1 Quy trình thí
nghiệm đối với quá trình kẹo tụ - tạo bông
Xác định pH tối ưu
- Cho 500 ml mẫu nước vào 5 beaker.
- Điều chỉnh pH ở các beaker bằng dung dịch
acid hoặc kiềm để có pH khác nhau ở từng beaker.
- Mở máy khuấy để khuấy nhanh 100 vòng /phút
trong 1 phút
- Cho cùng 1 lượng chất tạo keo tụ vào các ống
nghiệm, sau đó đổ các ống nghiệm vào các beaker cùng một lúc, vì thời gian phản
ứng bắt đầu từ lúc cho chất keo tụ vào.
- Sau một phút khuấy nhanh (tính từ lúc cho
phèn vào), điều khiển máy khuấy ở vận tốc 20 vòng/phút.
- Khuấy chậm liên tục 15 phút, sau đó ngừng
khuấy.
- Để lắng 30 phút.
- Đo lại pH ,độ đục, độ kiềm, COD sau khi lắng
Với số liệu thí nghiệm thu được vẽ đồ thị và đánh giá kết quả, xác định pH
tối ưu.
Xác định liều lượng tối
ưu
-
Cho mẫu vào beaker với thể tích 500 ml
-
Điều chỉnh pH của các beaker đã cho chất tạo keo
tụ về giá trị pH tối ưu như đã xác định ở
thí nghiệm trên và ghi nhận thể tích hóa chất đã sử dụng để hiệu hỉnh pH
-
Xác định loại và lượng hóa chất sử dụng để hiệu
chỉnh pH tương ứng với từng liệu lượng chất keo tụ tạo bông khác nhau
- Mở máy khuấy để khuấy nhanh 100 vòng /phút
trong 1 phút
- Cho lượng chất keo tụ dao động và lượng
hóa chất hiệu chỉnh pH, sau đó đổ các ống nghiệm vào các beaker cùng một lúc,
vì thời gian phản ứng bắt đầu từ lúc cho chất keo tụ vào.
- Sau một phút khuấy nhanh (tính từ lúc cho
phèn vào), điều khiển máy khuấy ở vận tốc 20 vòng/phút.
- Khuấy chậm liên tục 15 phút, sau đó ngừng
khuấy.
- Để lắng 30 phút.
- Đo lại pH ,độ đục, độ kiềm, COD sau khi lắng
Xác định tốc độ khuấy
nhanh, khuấy chậm tối ưu
-
Cho mẫu nước vào các beaker
-
Cho liều lượng phèn tối ưu đã xác định trong thí
nghiệm trước vào các beaker
-
Cho liều lượng háo chất thích hợp để điều chỉnh
pH về giá trị pH tối ưu đã xác định
- Khuấy nhanh 100 vòng /phút trong 1 phút
- Thay đổi tốc độ khuấy chậm trong khoảng 5
– 35 vòng/phút trong 15 phút
- Để lắng 30 phút
- Đo lai pH , độ đục và độ kiềm, COD của nước
sau khi lắng;
- Với số liệu thí nghiệm thu được vẽ đồ thi
và đánh giá kết quả
Xác định thời gian phản
ứng tối ưu
-
Cho mẫu nước vào các beaker
-
Cho liều lượng phèn tối ưu đã xác định trong thí
nghiệm trước vào các beaker
-
Điều chỉnh pH về giá trị pH tối ưu đã xác định
- Khuấy nhanh 100 vòng /phút trong 1 phút
- Khuấy chậm với tốc độ tối ưu đã xác định ở
trên với các thời gian khác nhau.
- Để lắng 30 phút
- Đo lai pH , độ đục và độ kiềm, COD của nước
sau khi lắng;
- Với số liệu thí nghiệm thu được vẽ đồ thi
và xác định thời gian phản ứng tạo bông tối ưu
3.2.2 Quy trình vận
hành mô hình oxy hóa nâng cao bằng hệ H2O2/UV
Đánh giá ảnh hưởng của
pH đến hiệu quả quá trình oxy hóa
-
Đo giá trị pH.
-
Đong 1000 ml nước thải dược phẩm vào beaker 1000
ml;
-
Tiếp theo ta sẽ điều chỉnh pH lần lượt về các
giá trị pH là 5,0; 5,5; 6,0; 6,5; 7,0; 7,5; 8,0; 8,5; 9,0; 10,0 bằng dùng dung
dịch NaOH 1N và H2SO4 1N;
-
Tiến hành thí nghiệm lần lượt với từng khoảng pH
khác nhau.
-
Sau đó, ta sẽ dùng pipet 2 ml để hút 1,3 ml H2O2
30% cho vào beaker chứa nước thải
dược phẩm đã được điều chỉnh pH và khuấy bằng máy Jartest trong vòng 2 phút với
tốc độ là 20 vòng/phút nhằm khuếch tán toàn bộ H2O2 30%
vào nước thải.
-
Khi đã khuấy xong ta sẽ cho hỗn hợp nước thải và
H2O2 30% vào bình
chứa trong mô hình như mô tả ở mục 4.2.1. Mở van cho nước chảy vào đèn bằng
cách tự chảy.
-
Khóa van lại và bắt đầu bật đèn với thời gian
chiếu đèn là 30 phút;
-
Nước thải dược phẩm sau khi đã được chiếu đèn 30
phút, tắt đèn, dùng beaker lấy mẫu để phân tích;
-
Số lần lặp lại thí nghiệm: 03 lần
-
Đo pH nước thải đầu ra;
-
Sau khi đo pH, nước thải đựng trong beaker sẽ được
đem nâng pH = 10 – 11 bằng dung dịch NaOH 1N và đem đi nung ở nhiệt độ 70oC
trong vòng 2 phút nhằm để đuổi hết H2O2 dư, để tránh ảnh
hưởng đến kết quả xác định COD;
- Nước
thải dược phẩm đã được nung sẽ để nguội và tiến hành lấy mẫu để phân tích COD
và BOD5.
- Tổng
số mẫu cần phân tích: COD (34 mẫu) và BOD5 (12 mẫu).
Đánh giá ảnh hưởng của nồng độ H2O2
đến hiệu quả quá trình oxy hóa
-
Đo giá trị pH.
-
Đong 1000 ml nước thải dược phẩm vào beaker 1000
ml;
-
Tiếp theo ta sẽ điều chỉnh pH về giá trị tối ưu tìm được ở thí nghiệm 01 bằng
dùng dung dịch NaOH 1N và H2SO4 1N
-
Dùng pipet để hút H2O2 30%
lần lượt theo các liều lượng 0,7; 0,8; 0,9; 1,0; 1,1; 1,2; 1,3; 1,4; 1,5; 1,6;
1,7; 1,8; 1,9; 2,0 ; 2,1; 2,2; 2,3; 2,4; 2,5 (ml/l).
-
Tiến hành thí nghiệm lần lượt với từng giá trị H2O2
30% khác nhau.
-
Sau đó, cho lần lượt các liều lượng H2O2
30% vào beaker chứa nước thải dược
phẩm đã được điều chỉnh pH và khuấy bằng máy Jartest trong vòng 2 phút với tốc
độ là 20 vòng/phút nhằm khuếch tán toàn bộ H2O2 30% vào
nước thải.
-
Khi đã khuấy xong ta sẽ cho hỗn hợp nước thải và
H2O2 30% vào bình
chứa trong mô hình như mô tả ở mục 4.2.1. Mở van cho nước chảy vào đèn bằng
cách tự chảy.
-
Khóa van lại và bắt đầu bật đèn với thời gian
chiếu đèn là 30 phút;
-
Nước thải dược phẩm sau khi đã được chiếu đèn 30
phút, tắt đèn, dùng beaker lấy mẫu để phân tích;
-
Số lần lặp lại thí nghiệm: 03 lần
-
Đo pH nước thải dược phẩm đầu ra;
-
Sau khi đo pH, nước thải đựng trong beaker sẽ được
đem nâng pH = 10 – 11 bằng dung dịch NaOH 1N và đem đi nung ở nhiệt độ 70oC
trong vòng 2 phút nhằm để đuổi hết H2O2 dư, để tránh ảnh
hưởng đến kết quả xác định COD;
- Nước
thải dược phẩm đã được nung sẽ để nguội và tiến hành lấy mẫu để phân tích COD
và BOD5.
- Tổng
số mẫu cần phân tích: COD (58 mẫu) và BOD5 (20 mẫu).
Đánh giá ảnh hưởng của thời gian bức xạ UV hiệu quả quá trình oxy hóa
-
Đo giá trị pH.
-
Đong 1000 ml nước thải dược phẩm đổ vào beaker
1000 ml;
-
Tiếp theo ta sẽ điều chỉnh pH về giá trị tối ưu
tìm được ở thí nghiệm 01 bằng dùng dung dịch NaOH 1N và H2SO4 1N
-
Liều lượng H2O2 30% là giá
trị tối ưu tìm được ở thí nghiệm 02.
-
Tiến hành thí nghiệm lần lượt với từng giá trị H2O2
30% khác nhau.
-
Sau đó, cho H2O2 30% vào beaker chứa nước thải dược phẩm đã được
điều chỉnh pH và khuấy bằng máy Jartest trong vòng 2 phút với tốc độ là 20
vòng/phút nhằm khuếch tán toàn bộ H2O2 30% vào nước thải.
-
Khi đã khuấy xong ta sẽ cho hỗn hợp nước thải và
H2O2 30% vào bình
chứa trong mô hình như mô tả ở mục 4.2.1. Mở van cho nước chảy vào đèn bằng
cách tự chảy.
-
Khóa van lại và bắt đầu bật đèn với thời gian
chiếu đèn là 30 phút;
-
Sau đó, bắt đầu chiếu đèn với thời gian chiếu
đèn lần lượt là 0; 10; 20; 30; 40; 50; 60; 70; 80; 90; 100; 110; 120 phút;
-
Nước thải sau khi đã được chiếu đèn với thời
gian xác định từ trước, tắt đèn, dùng beaker lấy mẫu để phân tích;
-
Số lần lặp lại thí nghiệm: 03 lần.
-
Đo pH nước thải dược phẩm đầu ra;
-
Sau khi đo pH, nước thải đựng trong beaker sẽ được
đem nâng pH = 10 – 11 bằng dung dịch NaOH 1N và đem đi nung ở nhiệt độ 70oC
trong vòng 2 phút nhằm để đuổi hết H2O2 dư, để tránh ảnh
hưởng đến kết quả xác định COD;
- Nước
thải dược phẩm đã được nung sẽ để nguội và tiến hành lấy mẫu để phân tích COD
và BOD5.
- Tổng
số mẫu cần phân tích: COD (40 mẫu) và BOD5 (14 mẫu).
3.2.3 Quy trình vận
hành mô hình bùn hoạt tính hiếu khí dạng mẻ
Nghiên cứu ảnh hưởng của nồng độ vi sinh vật đến hiệu quả xử lý
Quy trình thí nghiệm được thực hiện như sau:
- Đo pH, COD ban đầu của nước thải.
- Cân lượng bùn thích hợp cho vào từng
mô hình, sau đó cho nước thải nguyên vào đến vạch đủ bằng thể tích cần khống chế
trong mô hình (2,5 L). Bổ sung dinh dưỡng và vi lượng đối với mô hình nghiên cứu
có sử dụng dinh dưỡng và vi lượng.
- Chỉnh pH của nước thải trong mô hình về
7,0 - 7,5.
- Sục khí để khuấy trộn đều hỗn hợp nước
thải và bùn trong mô hình trong 10 phút, sau đó lấy mẫu phân tích các chỉ tiêu
ban đầu của ngày thứ nhất gồm SS, VSS, sCOD, pH. Các chỉ tiêu được phân tích
theo Standard Methods và pH đo bằng máy.
- Sau khi thổi khí 23 giờ, bổ sung lượng
nước bay hơi bằng nước máy, sục khí khoảng 10 phút sau khi bổ sung nước, sau đó
lấy mẫu phân tích pH, sCOD và VSS sau xử lý.
- Sau khi lấy mẫu, tắt máy thổi khí, để
bùn lắng trong khoảng 30 phút, xả bỏ lớp nước trong bên trên bằng ống Siphon,
hoàn tất ngày vận hành thứ nhất.
- Mỗi ngày, thay nước thải mới vào mô
hình, hiệu chỉnh pH khi cần thiết, sục khí đều và lấy mẫu phân tích pH, sCOD của
nước thải trước khi xử lý. Thổi khí trong vòng 23 giờ và lặp lại bước bổ sung
nước đã bay hơi, lấy mẫu phân tích như đã trình bày trên.
- Vận hành mô hình như vậy cho đến khi đạt
trạng thái ổn định (khi nồng độ sCOD của nước sau khi xử lý không thay đổi).
- Duy trì mô hình cho đến khi sCOD của
nước sau xử lý hơi tăng lên so với giá trị ổn định của các ngày trước đó, tiến
hành thí nghiệm profile theo từng giờ trong ngày để xác định lại thời gian lưu
nước thích hợp (tối ưu).
Nghiên cứu ảnh hưởng của thời gian lưu bùn
đến hiệu quả xử lý
Nghiên cứu ảnh hưởng thời
gian xả bùn để đánh giá hiệu quả xử lý chất hữu cơ trong nước thải
được thực hiện bằng cách xả bùn với tỷ lệ khác nhau lần lượt như sau: 5%, 10% ,
15% và 20%
Quy tình thí nghiệm được thực hiện như sau:
- Đo pH, sCOD ban đầu của nước thải.
- Cho bùn đã hoạt tính từ thí
nghiệm trước vào mô hình sao cho MLVSS đạt 800 mg/L.
- Cho nước thải, không bổ sung dinh
dưỡng và vi lượng vào mô hình đến vạch 2,5 L.
- Chỉnh pH của nước thải trong mô hình về
7 - 7,5 (nếu pH > 8,5).
- Sục khí để khuấy trộn đều hỗn hợp
trong mô hình trong 10 phút, sau đó lấy mẫu phân tích các chỉ tiêu ban đầu của
ngày thứ nhất gồm SS, VSS, sCOD, pH. Các chỉ tiêu được phân tích theo Standard
Methods và pH đo bằng máy.
- Sau khi thổi khí 23 giờ, bổ sung lượng
nước bay hơi bằng nước máy, sục khí khoảng 10 phút sau khi bổ sung nước, sau đó
xả bùn theo tỷ lệ xả bùn trình bày trong Bảng 3.5 bằng siphon và lấy
mẫu phân tích pH, sCOD và VSS sau xử lý.
- Sau khi xả bùn, tắt máy thổi khí, để
bùn lắng trong khoảng 30 phút, xả bỏ lớp nước trong bên trên bằng ống Siphon,
hoàn tất ngày vận hành thứ nhất.
- Mỗi ngày, thay nước thải mới vào mô
hình, hiệu chỉnh pH khi cần thiết, sục khí đều và lấy mẫu phân tích pH, sCOD của
nước thải trước khi xử lý. Thổi khí trong vòng 23 giờ và lặp lại bước bổ sung
nước đã bay hơi, xả bùn và lấy mẫu phân tích như đã trình bày trên.
- Vận hành mô hình như vậy cho đến khi đạt
trạng thái ổn định (khi nồng độ sCOD của nước sau khi xử lý không thay đổi).
- Duy trì mô hình cho đến khi sCOD của
nước sau xử lý hơi tăng lên so với giá trị ổn định của các ngày trước đó, tiến
hành thí nghiệm profile theo từng giờ trong ngày để xác định lại thời gian lưu
nước thích hợp (tối ưu).
Nghiên cứu ảnh hưởng của tải trọng chất hữu
cơ đến hiệu quả xử lý của mô hình
Nghiên cứu ảnh hưởng tải trọng chất
hữu cơ đến hiệu quả xử lý được thực hiện ở 4 tải trọng khác nhau: 0,10 kg COD/m3.ngđ,
0,15 kg COD/ m3.ngđ, 0,20 kg COD/ m3.ngđ và 0,25 kg COD/
m3.ngđ.
Quy tình thí nghiệm được thực hiện như sau:
- Đo pH, sCOD ban đầu của nước thải.
- Cho bùn đã hoạt tính từ thí
nghiệm trước vào mô hình sao cho MLVSS đạt 800 mg/L.
- Cho nước thải, không bổ sung dinh
dưỡng và vi lượng vào mô hình với liều lượng sao cho đạt tải trọng
chất hữu cơ trong mỗi mô hình như đã trình bày trong Bảng 3.6;
- Bổ sung nước đến vạch 2,5 L.
- Chỉnh pH của nước thải trong mô hình về
7 - 7,5 (nếu pH > 8,5).
- Sục khí để khuấy trộn đều hỗn hợp
trong mô hình trong 10 phút, sau đó lấy mẫu phân tích các chỉ tiêu ban đầu của
ngày thứ nhất gồm SS, VSS, sCOD, pH. Các chỉ tiêu được phân tích theo Standard
Methods và pH đo bằng máy.
- Sau khi thổi khí 23 giờ, bổ sung lượng
nước bay hơi bằng nước máy, sục khí khoảng 10 phút sau khi bổ sung nước, sau đó
xả bùn theo tỷ lệ xả bùn 5% cho tất cả 4 mô hình và lấy mẫu phân tích
pH, sCOD và VSS sau xử lý.
- Sau khi xả bùn, tắt máy thổi khí, để
bùn lắng trong khoảng 30 phút, xả bỏ lớp nước trong bên trên bằng ống Siphon,
hoàn tất ngày vận hành thứ nhất.
- Mỗi ngày, thay nước thải mới vào mô
hình, hiệu chỉnh pH khi cần thiết, sục khí đều và lấy mẫu phân tích pH, sCOD của
nước thải trước khi xử lý. Thổi khí trong vòng 23 giờ, lặp lại bước bổ sung nước
đã bay hơi, xả bùn và lấy mẫu phân tích như đã trình bày trên.
- Vận hành mô hình như vậy cho đến khi đạt
trạng thái ổn định (khi nồng độ sCOD của nước sau khi xử lý không thay đổi).
- Duy trì mô hình cho đến khi sCOD của
nước sau xử lý hơi tăng lên so với giá trị ổn định của các ngày trước đó, tiến
hành thí nghiệm profile theo từng giờ trong ngày để xác định lại thời gian lưu
nước thích hợp (tối ưu).
3.3 Các chỉ tiêu cần phân tích
3.3.1 Các chỉ tiêu
- pH
- COD (nhu cầu oxy hóa học)
- BOD (nhu cầu oxy sinh học)
- SS (Chất rắn lơ lửng)
- VSS (Chất rắn lơ lửng hòa tan)
- Độ màu
- Độ đục
3.3.2 Phương pháp phân tích
pH
Đo bằng
máy đo pH 526 của Wissenschaftlich – Techenische Werkstatten sản xuất tại Đức.
Nhu cầu oxy hóa học (COD)
Phân tích COD (> 50 mg/L) bằng phương pháp đun hoàn lưu kín. Thể
tích mẫu và lượng hóa chất cần dùng được xác định và đề xuất như trình bày chi
tiết trong Mục 3.5.
Cho mẫu vào ống nghiệm, thêm dung dịch K2Cr2O7
0,0167M vào cẩn thận thêm H2SO4 reagent vào bằng cách cho
acid chảy dọc thành bên trong của ống nghiệm. Đậy nút vặn ngay, lắc kỹ nhiều lần
(cẩn thận vì phản ứng phát nhiệt), đặt ống nghiệm vào rổ inox và cho vào tủ sấy
1500C trong 2 giờ.
Lấy ra, để nguội đến nhiệt độ phòng, cho dung dịch vào erlen. Thêm 0,05
– 0,1 ml (1 – 2 giọt) chỉ thị feroin và định phân bằng FAS 0,10M. Dứt điểm khi
mẫu chuyển từ xanh lục sang nâu đỏ lợt. Làm hai mẫu trắng với nước cất (mẫu 0
và mẫu B). Chú ý: Mang khẩu trang và bao
tay khi thực hiện. Nếu quên cho acid hoặc acid cho vào bị thiếu thì khi ở 1500C, mẫu sẽ
tạo áp suất cao và gây nguy hiểm.
Tính toán
(A – B) × M × 8000
Thể tích mẫu (ml)
A : ml FAS
dùng chuẩn độ mẫu trắng
B : ml FAS chuẩn độ mẫu
M : nồng độ của FAS
8 000 : đương lương miligam của
oxy x 1000 ml/L
BOD (nhu cầu oxy sinh
học)
Chuẩn bị nước pha
loãng: Cho nước
pha loãng vào chai BOD có kích thước phù hợp. Kiểm tra nồng độ oxy hòa tan
trong nước pha loãng tối thiểu là 7,5 mg/l trước khi làm BOD. Tăng DO cho nước
pha loãng bằng cách sục khí vào nước pha loãng trong 2h để oxy hòa tan đến khi
bão hòa trước khi cho vào chai DO.
Bổ sung dinh dưỡng: 1ml phosphate buffer, 1ml MgSO4,
1ml CaCl2 và 1ml FeCl3 vào 1L nước pha loãng. Không thêm
chất oxy hóa vào nước pha loãng và tránh tiếp xúc với ánh sáng.
Cho mẫu vào chai DO bằng 2 cách:
cho mẫu vào trước rồi mới cho nước pha loãng; hoặc cho nước pha loãng vào rồi mới
cho mẫu.
Sau
đó, mở nút chai lần lượt thêm vào 2ml MnSO4, 2ml azide kiềm.
Đậy nút chai cẩn thận tránh tạo bọt khí, lắc đều chai.
Để yên khi kết tủa lắng hoàn toàn, lắc đều chai thêm một lần
nữa.
Đợi kết tủa lắng yên, cẩn thận mở nút, thêm 2 ml H2SO4
đậm đặc.
Đậy nút, rửa chai dưới vòi nước, lắc đều chai trong vài lần
để hòa tan hoàn toàn kết tủa.
Chuẩn độ một lượng mẫu tương ứng với 200 mL mẫu ban đầu sau
khi hiệu chuẩn lượng mẫu mất khi thêm hóa chất vào. Do đó, với 2 mL MnSO4
và 2 mL iodide – azide kiềm thêm vào
chai (không cần tính 2ml H2SO4 vì khi cho H2SO4 nước tràn ra không làm mất oxy vì oxy đã tập
trung ở phần kết tủa) ta cần lấy 2/3 lượng mẫu để chuẩn độ: 2/3 x 304 = 203 ml.
Vậy phải đổ bỏ 97ml rồi đem đi chuẩn độ.
Chuẩn độ lượng mẫu còn lại bằng dung dịch Na2S2O3
0,025N đến màu vàng rơm. Thêm vài giọt chỉ thị hồ tinh bột vào, dung dịch có
màu xanh, tiếp tục chuẩn độ đến khi mất màu.
Chất rắn lơ lửng (SS) và chất rắn bay hơi (VSS)
Chuẩn bị giấy lọc sợi thủy tinh: Làm
khô giấy lọc ở nhiệt độ 103 ¸ 1050C
trong 1 giờ. Làm nguội giấy lọc trong bình hút ẩm đến nhiệt độ cân bằng (trong
1 giờ) sa đó cân P1 (mg).
Phân tích mẫu:
-
Lọc mẫu có dung tích xác định đã được xáo trộn đều
qua giấy lọc đã cân.
-
Làm bay hơi nước trong tủ sấy ở nhiệt độ 103 ¸ 1050C.
-
Làm nguội giấy lọc trong bình hút ẩm đến nhiệt độ
cân bằng (trong 1 giờ).
-
Cân P2 (mg).
-
Sau khi cân đến khối lượng không đổi sẽ đem đi đốt
ở 550
50oC.
-
Cân P3 (mg).
Phân tích SS
và VSS nhằm đánh giá sự phát triển của mật độ vi sinh vật. Theo lý thuyết, khi
VSV đạt đến trạng thái thích nghi, nồng độ VSS sẽ tăng theo thời gian do sự
hình thành bông bùn (Biomass) và nồng độ COD lọc trong nước thải đầu ra sẽ giảm
tương ứng.
Độ màu, độ đục
2 chỉ tiêu này được thực
hiện thông qua hệ số hấp thụ ABS được đo bằng máy Spectrophotometer.
Độ màu được đo với bước
sóng 455nm
Độ đục được đo ở bước
sóng 450nm
Sau đó sử dụng đường chuẩn
để tính toán ra độ màu và độ đục của nước thải.
4. MỤC TIÊU VÀ KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU
4.1 Đề xuất các công nghệ xử lý cho nước thải dệt
nhuộm
Để đề xuất
được các công nghệ xử lý cần dựa trên các kết quả thí nghiệm cho từng mô hình
và đánh giá hiệu quả xử lý. Vì vậy, việc đề xuất các công nghệ xử lý được thực
hiện sau khi thực hiện tất cả thí nghiệm, thu thập số liệu và xử lý số liệu.
4.2 Xác định các thông số tối ưu
4.2.1 Thông số tối ưu cho quá trình keo tụ - tạo
bông
Xác định pH
tối ưu
Xác định liều
lượng keo tụ, chất trợ keo tụ tối ưu
Xác định tốc
độ khuấy nhanh, khuấy chậm tối ưu
Xác định thời
gian phản ứng tối ưu
4.2.2 Thông số tối ưu cho quá trình oxy hóa
nâng cao bằng hệ H2O2/UV
Xác định pH
tối ưu
Xác định liều
lượng H2O2 tối ưu
Xác định thời
gian bức xạ tối ưu
4.2.3 Thông số tối ưu cho mô hình bùn hoạt tính
hiếu khí dạng mẻ
Xác định nồng
độ vi sinh vật tối ưu
Xác định thời
gian lưu bùn tối ưu
Xác định tải trọng chất h
Đăng nhận xét