NGHIÊN CỨU XỬ LÝ NƯỚC RỈ RÁC BẰNG PHƯƠNG PHÁP KEO...

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC

VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

-----------------------------

LÊ CAO KHẢI

NGHIÊN CỨU XỬ LÝ NƯỚC RỈ RÁC

BẰNG PHƯƠNG PHÁP KEO TỤ ĐIỆN HÓA

KẾT HỢP LỌC SINH HỌC

LUẬN ÁN TIẾN SỸ KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG

Hà Nội, 2019

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC

VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

-----------------------------

LÊ CAO KHẢI

NGHIÊN CỨU XỬ LÝ NƯỚC RỈ RÁC

BẰNG PHƯƠNG PHÁP KEO TỤ ĐIỆN HÓA

KẾT HỢP LỌC SINH HỌC

Chuyên ngành: Kỹ thuật môi trường

Mã số: 9.52.03.20

LUẬN ÁN TIẾN SỸ KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC:

1. PGS.TS. Trịnh Văn Tuyên

2. TS. Lê Thanh Sơn

Hà Nội, 2019

i

LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan đề tài luận án “Nghiên cứu xử lý nước rỉ rác bằng

phương pháp keo tụ điện phân kết hợp lọc sinh học” là do tôi thực hiện với sự

hướng dẫn của PGS.TS. Trịnh Văn Tuyên và TS. Lê Thanh Sơn. Luận án không

trùng lặp và sao chép với bất kỳ công trình khoa học nào khác.

Các kết quả nghiên cứu trong luận án là trung thực, được các đồng tác giả

cho phép sử dụng và chưa được tác giả khác công bố.

Hà Nội, ngày tháng năm 2019

NGHIÊN CỨU SINH

Lê Cao Khải

ii

LỜI CẢM ƠN

Bằng tấm lòng biết ơn sâu sắc, tôi xin chân thành cảm ơn PGS.TS. Trịnh Văn

Tuyên, TS. Lê Thanh Sơn (Viện Công nghệ môi trường – Viện Hàn lâm Khoa học

và Công nghệ Việt Nam) đã tận tình hướng dẫn và định hướng cho tôi những hướng

nghiên cứu quan trọng trong suốt quá trình thực hiện luận án này.

Tôi xin chân thành cảm ơn các tập thể: Học viện Khoa học và Công nghệ

(GUST) – Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam (VAST); Khoa Công

nghệ môi trường – GUST; Viện Công nghệ môi trường (IET) – VAST; Hướng

Công nghệ xử lý ô nhiễm và Phòng Hóa lý môi trường - IET đã hỗ trợ và tạo điều

kiện thuận lợi cho tôi trong suốt quá trình thực hiện luận án.

Tôi xin chân thành cảm ơn TS. Phan Đỗ Hùng đã hỗ trợ về mặt khoa học cho

tôi trong quá trình làm nghiên cứu sinh tại Viện Công nghệ môi trường.

NGHIÊN CỨU SINH

Lê Cao Khải

Lê Cao Khải

iii

MỤC LỤC

MỞ ĐẦU ................................................................................................................ 1

CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN ................................................................................... 4

1.1. Tổng quan về nước rỉ rác .................................................................................. 4

1.1.1. Đặc điểm, thành phần của nước rỉ rác ......................................................... 4

1.1.2. Tác động của nước rỉ rác đến môi trường và con người ............................ 11

1.2. Tổng quan quá trình keo tụ điện hóa ............................................................... 12

1.2.1. Cơ chế của quá trình keo tụ điện hóa ........................................................ 12

1.2.2. Ưu và nhược điểm của phương pháp keo tụ điện hóa trong xử lý nước thải

........................................................................................................................... 15

1.2.3. Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình keo tụ điện hóa ................................. 17

1.2.4. Tình hình nghiên cứu và ứng dụng keo tụ điện hóa trong xử lý môi trường

........................................................................................................................... 24

1.3. Tổng quan về lọc sinh học ................................................................................. 29

1.3.1. Cơ chế của quá trình lọc sinh học ............................................................. 29

1.3.2. Cơ sở lí thuyết của các quá trình sinh học xử lý nitơ trong nước thải ........ 32

1.3.3. Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình lọc sinh học ...................................... 35

1.3.4. Tình hình nghiên cứu và ứng dụng phương pháp lọc sinh học trong xử lý môi

trường ................................................................................................................. 38

1.3.5. Kết hợp keo tụ điện hóa với các quá trình lọc sinh học trong xử lý môi

trường ................................................................................................................ 40

1.4. Tổng quan về phương pháp xử lý nước rỉ rác .................................................. 41

1.4.1. Phương pháp keo tụ điện hóa xử lý nước rỉ rác ......................................... 43

1.4.2. Phương pháp sinh học xử lý nước rỉ rác .................................................... 45

1.4.3. Phương pháp oxi hóa nâng cao xử lý nước rỉ rác ...................................... 46

1.4.4. Kết hợp các phương pháp trong xử lý nước rỉ rác ..................................... 48

CHƯƠNG 2. ĐỐI TƯỢNG, PHẠM VI VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU ..... 50

2.1. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu ................................................................... 50

2.1.1. Đối tượng nghiên cứu ............................................................................... 50

2.1.2. Phạm vi nghiên cứu .................................................................................. 50

2.2.1. Phương pháp phân tích chất lượng nước thải ............................................ 51

iv

2.2. Phương pháp nghiên cứu ................................................................................ 51

2.2.2. Phương pháp thực nghiệm keo tụ điện hóa ............................................... 51

2.2.3. Phương pháp thực nghiệm lọc sinh học .................................................... 58

CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN.......................................................... 63

3.1. Nghiên cứu xử lý nước rỉ rác bằng keo tụ điện hóa ......................................... 63

3.1.1. Ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý

COD, amoni, TSS và độ màu với điện cực sắt .................................................... 63

3.1.2. Ảnh hưởng pH đầu vào của nước rỉ rác đến hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS

và độ màu với điện cực sắt ................................................................................... 76

3.1.3. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực sắt đến hiệu suất xử lý COD, amoni,

TSS và độ màu ................................................................................................... 83

3.1.4. So sánh hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu khi sử dụng điện cực

sắt và nhôm ........................................................................................................ 89

3.2. Nghiên cứu xử lý nước rỉ rác bằng quá trình lọc sinh học ............................. 108

3.2.1. Ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ

màu bằng quá trình BF ..................................................................................... 109

3.2.2. Ảnh hưởng của tải lượng đầu vào đến hiệu suất xử lý COD, amoni, nitrat,

TSS và độ màu của quá trình lọc sinh học ........................................................ 118

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ ............................................................................. 127

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH ĐÃ CÔNG BỐ LIÊN QUAN ĐẾN LUẬN ÁN

............................................................................................................................ 129

TÀI LIỆU THAM KHẢO ................................................................................... 130

PHỤ LỤC............................................................................................................ 148

v

DANH MỤC CÁC HÌNH

Hình 1.1. Các thành phần cân bằng nước trong bãi chôn lấp .................................... 5

Hình 1.2. Các phản ứng cơ bản trong hệ EC .......................................................... 13

Hình 1.3. Nồng độ của các sản phẩm thủy phân của Fe (II), Fe (III) và Al (III) .... 14

Hình 1.4. Sơ đồ E-pH của sắt và nhôm ở 25 ° C, 1 bar .......................................... 18

Hình 1.5. Đơn cực nối song song ........................................................................... 21

Hình 1.6. Đơn cực nối tiếp..................................................................................... 21

Hình 1.7. Lưỡng cực nối song song ....................................................................... 22

Hình 1.8. Giản đồ ảnh hưởng của pH và nhiệt độ đến cân bằng amoniac – amoni

trong dung dịch ..................................................................................................... 43

Hình 2.1. Sơ đồ xử lý NRR bằng phương pháp EC kết hợp BF.............................. 51

Hình 2.2. Sơ đồ hệ EC trong phòng thí nghiệm...................................................... 52

Hình 2.3. Sơ đồ thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian

điện phân đến hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR ................ 55

Hình 2.4. Sơ đồ thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của pH đầu vào đến hiệu suất xử

lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR .......................................................... 56

Hình 2.5. Sơ đồ thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến

hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR ....................................... 58

Hình 2.6. Sơ đồ hệ BF trong phòng thí nghiệm ...................................................... 59

Hình 2.7. Sơ đồ vận hành một chu kỳ trong hệ BF ................................................. 59

Hình 2.8. Sơ đồ thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của thời gian sục khí và tải lượng

đầu vào đến hiệu suất xử lý COD, amoni, nitrat, TSS và độ màu trong NRR ......... 61

Hình 3.1. Ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý

COD ...................................................................................................................... 66


amoni .................................................................................................................... 67


TSS ....................................................................................................................... 69

Hình 3.4. Ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý độ

màu ....................................................................................................................... 71

Hình 3.5. Biểu đồ biến đổi pH của NRR trong quá trình EC theo thời gian ............ 72

vi

Hình 3.6. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý COD ......................................... 76

Hình 3.7. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý amoni ........................................ 79

Hình 3.8. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý TSS ........................................... 80

Hình 3.9. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý độ màu ...................................... 81

Hình 3.10. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý COD ........... 84

Hình 3.11. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý amoni ......... 86

Hình 3.12. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý TSS ............ 87

Hình 3.13. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý độ màu ....... 88

Hình 3.14. Ảnh hưởng của thời gian điện phân với điện cực nhôm và sắt đến hiệu

suất xử lý COD ...................................................................................................... 91


suất xử lý amoni .................................................................................................... 92


suất xử lý TSS ....................................................................................................... 93


suất xử lý độ màu .................................................................................................. 94

Hình 3.18. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý COD với điện cực nhôm và sắt 97

Hình 3.19. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý amoni với điện cực nhôm và sắt

.............................................................................................................................. 98

Hình 3.20. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý TSS với điện cực nhôm và sắt . 99

Hình 3.21. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý độ màu với điện cực nhôm và sắt

............................................................................................................................ 100

Hình 3.22. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý COD giữa điện

cực nhôm và sắt ................................................................................................... 102

Hình 3.23. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý amoni với điện

cực nhôm và sắt ................................................................................................... 103

Hình 3.24. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý TSS với điện

cực nhôm và sắt ................................................................................................... 104

Hình 3.25. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý độ màu với

điện cực nhôm và sắt ........................................................................................... 105

Hình 3.26. Ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý COD .................... 111

vii

Hình 3.27. Ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý amoni .................. 112

Hình 3.28. Ảnh hưởng của chế độ sục khí đến nồng độ nitrat đầu ra .................... 115

Hình 3.29. Ảnh hưởng chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý TSS ............................ 116

Hình 3.30. Ảnh hưởng chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý độ màu ....................... 117

Hình 3.31. Ảnh hưởng của tải lượng đến hiệu suất xử lý COD ............................ 119

Hình 3.32. Ảnh hưởng của tải lượng đầu vào đến hiệu suất xử lý amoni .............. 120

Hình 3.33. Ảnh hưởng của tải lượng đến hiệu suất xử lý nitrat ............................ 121

Hình 3.34. Ảnh hưởng của tải lượng đến hiệu suất xử lý TSS .............................. 122

Hình 3.35. Ảnh hưởng của tải lượng đến hiệu suất xử lý độ màu ......................... 123

Hình 3.36. Hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR bằng phương

pháp EC kết hợp với BF ...................................................................................... 125

viii

DANH MỤC CÁC BẢNG

Bảng 1.1. Đặc trưng của NRR theo độ tuổi bãi chôn lấp .......................................... 7

Bảng 1.2. Thành phần NRR ở các nước Châu Âu và Châu Mỹ ................................ 8

Bảng 1.3. Thành phần NRR ở các nước Châu Á ...................................................... 9

Bảng 1.4. Thành phần NRR Việt Nam ................................................................... 10

Bảng 1.5. Nghiên cứu xử lý NRR bằng phương pháp EC với các điện cực khác nhau

.............................................................................................................................. 44

Bảng 2.1. Một số đặc tính của NRR dùng cho nghiên cứu ..................................... 50

Bảng 2.2. Mật độ dòng và thời gian điện phân của một số nghiên cứu ................... 54

Bảng 2.3. Dung tích hữu ích các ngăn trong thiết bị thí nghiệm ............................. 60

Bảng 3.1. Ảnh hưởng của thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS

và độ màu trong NRR ............................................................................................ 74

Bảng 3.2. Năng lượng tiêu thụ và hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu

trong NRR ............................................................................................................. 75

Bảng 3.3. Hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR tại các giá trị

pH khác nhau ........................................................................................................ 82

Bảng 3.4. Hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR tại các giá trị

khoảng cách giữa các điện cực khác nhau .............................................................. 88

Bảng 3.5. Hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR của điện cực sắt

và nhôm ở thời gian phản ứng khác nhau ............................................................... 95


và nhôm ở các pH khác nhau ............................................................................... 101


và nhôm ở các khoảng cách điện cực khác nhau .................................................. 106

Bảng 3.8. So sánh hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR của các

nghiên cứu khác nhau ở điều kiện lựa chọn ......................................................... 107

Bảng 3.9. Một số đặc tính của NRR sau quá trình EC dùng cho đầu vào của quá

trình BF ............................................................................................................... 109

Bảng 3.10. Hiệu suất xử COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR ở các chế độ sục

khí khác nhau ...................................................................................................... 117

ix

Bảng 3.11. Hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR ở các chế độ

tải lượng khác nhau ............................................................................................. 123

Bảng 3.12. So sánh quá trình kết hợp EC với BF xử lý COD, amoni, TSS và độ màu

trong NRR với các nghiên cứu khác ở điều kiện lựa chọn .................................... 124

Bảng 3.13. Thông số nước đầu ra sau quá trình EC và BF ở điều kiện lựa chọn... 126

x

DANH MỤC CÁC TỪ VIẾT TẮT

Tiếng Anh Tiếng Việt

BF Bio-Filter Lọc sinh học

BCL Bãi chôn lấp

BOD Biochemical Oxygen Demand Nhu cầu oxy sinh hóa

CĐ Chế độ

COD Chemical Oxygen Demand Nhu cầu oxy hóa học

DO Dissolved oxygen Oxy hòa tan

DON Dissolved Organic Nitrogen Nitơ hữu cơ hòa tan

EC Electrocoagulation Keo tụ điện hóa

NRR Nước rỉ rác

RTSH Rác thải sinh hoạt

S/D Sục khí/dừng sục khí

TDS Total Dissolved Solids Tổng chất rắn hòa tan

TKN Total Kjeldahl Nitrogen Tổng nitơ Kendal

TN Total Nitrogen Tổng nitơ

TP Total Phosphorus Tổng phốt pho

TOC Total Organic Carbon Tổng cacbon hữu cơ

TSS Total Suspended Solids Tổng chất rắn lơ lửng

VSV Vi sinh vật

1

MỞ ĐẦU

Tính cấp thiết của đề tài:

Hiện nay cùng với sự phát triển của xã hội đời sống của nhân dân dần được

cải thiện và nhu cầu tiêu dùng ngày càng tăng, dẫn đến lượng rác thải sinh ra ngày

càng nhiều, đặc biệt là rác thải sinh hoạt (RTSH) tính trung bình mỗi năm tăng

khoảng 12% [1]. Lượng RTSH tăng dần theo thời gian dẫn đến lượng nước rỉ rác

(NRR) sinh ra ngày càng tăng. NRR sinh ra từ các bãi chôn lấp cũng như phát sinh

tại trạm trung chuyển có mức độ ô nhiễm cao với chỉ số COD lên đến 70000 mg/l

[2], chất rắn hòa tan tới 50000 mg/l, tổng chất rắn lơ lửng đến 2000 mg/l và hàm

lượng nitơ cao tới hơn 3000 mg/l, ... NRR bốc mùi hôi nặng lan tỏa nhiều kilomet,

có thể ngấm xuyên qua mặt đất làm ô nhiễm nguồn nước ngầm và dễ dàng gây ô

nhiễm nguồn nước mặt. Do đó, ô nhiễm môi trường bởi NRR từ lâu đã là vấn đề

nan giải, được sự quan tâm đặc biệt trong công tác bảo vệ môi trường.

Mặc dù theo quy định mỗi bãi chôn lấp rác đều có hệ thống xử lý NRR

nhưng những phương pháp xử lý NRR đã và đang được áp dụng tại hầu hết các bãi

chôn lấp (BCL) ở nước ta vẫn còn bộc lộ rất nhiều nhược điểm như: chất lượng

nước sau xử lý thường không đạt tiêu chuẩn xả thải, đặc biệt là hai chỉ tiêu COD và

nitơ (QCVN25 :2009/BTNMT, cột B), hoặc xử lý được nhưng tiêu tốn nhiều hóa

chất, chi phí xử lý rất cao, khó vận hành hệ thống xử lý, ... Nguyên nhân là do NRR

có thành phần rất phức tạp và thay đổi theo thời gian vận hành của BCL. Việc lựa

chọn các công nghệ xử lý chưa phù hợp đã dẫn đến nước sau xử lý đạt tiêu chuẩn

môi trường thải ra sông, rạch vẫn còn rất hạn chế trong khi lượng NRR tại các bãi

chôn lấp thì tiếp tục tăng lên. Do đó, vấn đề tìm ra công nghệ thích hợp để có thể xử

lý hết lượng NRR phát sinh hàng ngày, cải tạo lại các hệ thống xử lý NRR đang

hoạt động và trang bị cho các bãi chôn lấp mới là nhu cầu hết sức bức thiết.

Phương án kết hợp quá trình keo tụ điện hóa (EC) với quá trình lọc sinh học

(BF) là một trong những giải pháp có nhiều triển vọng để tăng hiệu quả xử lý NRR.

Khác với quá trình keo tụ hóa học, phải sử dụng lượng lớn các chất keo tụ, do đó

tiêu tốn nhiều hóa chất và lượng bùn cặn tạo ra nhiều, quá trình EC có khả năng loại

bỏ hiệu quả các kim loại nặng, các hợp chất chứa phốt pho, hợp chất phenol,

hydrocacbon và một vài chủng vi sinh vật gây bệnh,... là những thành phần khó

phân hủy bằng phương pháp sinh học hoặc độc hại với các vi sinh vật sử dụng trong

các quá trình sinh học. Ngoài ra, quá trình này cũng dễ dàng tự động hóa và giảm

thiểu sử dụng hóa chất do đó làm giảm lượng bùn cặn sinh ra. Trong khi đó, quá

trình BF có hiệu suất xử lý các hợp chất lơ lửng (TSS), nitơ tổng (TN) và BOD5

2

cao. Đặc biệt quá trình BF trên giá thể hữu cơ rẻ tiền như than bùn, vỏ gỗ, chất dẻo

có năng suất xử lý cao hơn các quá trình BF thông thường do các giá thể hữu cơ rất

xốp, có diện tích bề mặt riêng lớn, có thể hấp thu một lượng lớn vi sinh vật khu trú

trên đó, đồng thời các quá trình hóa lý khác cũng tham gia vào quá trình xử lý, dẫn

đến quá trình khử nitrat diễn ra rất mạnh. Việc kết hợp 2 công nghệ này cho phép

tối ưu hóa quá trình xử lý NRR, nước sau xử lý có thể đạt QCVN25:2009/BTNMT

cột B2.

Trước thực trạng trên việc nghiên cứu thành công và đưa vào ứng dụng công

nghệ EC kết hợp với phương pháp sinh học là hết sức cần thiết cho xử lý NRR.

Chính vì lý do trên tôi chọn đề tài Nghiên cứu xử lý nước rỉ rác bằng phương

pháp keo tụ điện hóa kết hợp lọc sinh học.

Mục tiêu nghiên cứu:

Luận án đặt ra mục tiêu năm băt đươc cac công nghê tiên tiên đê xư ly NRR,

đăc biêt trong đo la công nghê EC, BF và sử dụng kết hợp 2 công nghệ này. Thông

qua nghiên cứu, luận án mong muốn đạt được các mục tiêu sau:

1/ Xác định điều kiện thích hợp cho xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong

NRR bằng EC.

2/ Xác định điều kiện thích hợp cho xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong

NRR sau quá trình xử lý EC bằng BF.

Nhiệm vụ của luận án là nghiên cứu quá trình EC kết hợp với quá trình BF

để tăng hiệu quả xử lý NRR, đảm bảo quy chuẩn môi trường

QCVN25:2009/BTNMT cột B2.

Nội dung nghiên cứu:

Giai đoạn xử lý NRR bằng EC

1/ Thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của các thông số: mật độ dòng, thời

gian điện phân, pH, khoảng cách điện cực đến quá trình xử lý COD, amoni, TSS và

độ màu trong NRR bằng điện cực sắt và bằng điện cực nhôm.

Giai đoạn xử lý NRR bằng BF sau quá trình EC

2/ Thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của chế độ sục khí và tải lượng đầu vào

đến quá trình xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR sau quá trình xử lý EC

bằng BF.

Những đóng góp mới của luận án về khoa học và công nghệ:

1/ Xác định hiệu quả của điện cực sắt so với điện cực nhôm để xử lý chất ô

nhiễm (COD, amoni, TSS và độ màu) trong NRR tại Việt Nam bằng EC.

3

2/ Kết hợp thành công quá trình EC với BF để xử lý hiệu quả chất ô nhiễm

(COD, amoni, TSS và độ màu) trong NRR ở quy mô phòng thí nghiệm.

Kết quả và ý nghĩa thực tiễn của luận án:

1/ Xác định được các giá trị thích hợp: mật độ dòng, thời gian điện phân, pH,

khoảng cách điện cực để đánh giá hiệu quả xử lý COD, amoni, TSS, độ màu và cải

thiện tỷ lệ BOD5/COD trong NRR bằng EC.

2/ Xác định được hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS, độ màu và cải thiện tỷ lệ

BOD5/COD trong NRR của điện cực sắt cao hơn điện cực nhôm. Trong khi đó hiệu

quả xử lý amoni của điện cực nhôm lại cao hơn điện cực sắt.

3/ Xác định được mức tiêu thụ năng lượng xử lý chất ô nhiễm trong NRR

bằng EC.

4/ Xác định được chế độ sục khí, tải lượng đầu vào thích hợp để đánh giá

hiệu quả xử lý COD, amoni, nitrat, TSS và độ màu trong NRR sau quá trình xử lý

EC bằng BF.

Kết quả nghiên cứu của luận án có thể được sử dụng để hoàn thiện công nghệ

xử lý NRR bằng EC kết hợp BF. Kết quả nghiên cứu này có thể ứng dụng xử lý

NRR trong thực tế.

Những nội dung chính trong luận án được bảo vệ:

1/ Nghiên cứu mật độ dòng, thời gian điện phân, pH, khoảng cách điện cực

thích hợp xử lý NRR bằng EC. Xác định được mật độ dòng J = 3,896 mA/cm2 ; thời

gian điện phân 60 phút; pH NRR đầu vào = 8; khoảng cách điện cực là 1cm là phù hợp

khi điện năng tiêu thụ hợp lý để xử lý là 12,83 KWh/m3 NRR.

2/ Nghiên cứu xác định được hiệu quả xử lý COD, TSS và độ màu trong

NRR của điện cực sắt cao hơn điện cực nhôm lần lượt là 31,96; 11,51 và 4,35%.

Trong khi đó hiệu quả xử lý amoni của điện cực nhôm lại cao hơn điện cực sắt là

2,82%.

3/ Nghiên cứu xác định được chế độ sục/dừng sục khí và tải lượng thích hợp

cho xử lý NRR sau quá trình xử lý EC bằng BF là 15/105 phút và với tải lượng

amoni đầu vào không vượt quá 0,16 kg/m3/ngày thì nước thải hoàn toàn đáp ứng

yêu cầu đầu ra của QCVN 25: 2009/BTNMT cột B2. Hiệu suất xử lý COD, amoni,

TSS và độ màu tương ứng là: 73,77 ± 0,65; 98,88 ± 0,01; 83,34 ± 0,53 và 16,70 ±

0,75%.

4

CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN

1.1. Tổng quan về nước rỉ rác

1.1.1. Đặc điểm, thành phần của nước rỉ rác

NRR được định nghĩa là bất cứ loại chất lỏng ô nhiễm nào trong rác thấm

qua các lớp rác của các ô chôn lấp và kéo theo các chất bẩn dạng lơ lửng, keo hòa

tan từ chất thải rắn thải ra trong hoặc ngoài bãi rác [3].

Các nguồn chính tạo ra NRR bao gồm nước từ phía trên BCL, độ ẩm của rác,

nước từ vật liệu phủ, nước từ bùn nếu chôn lấp bùn. Việc mất đi của nước được tích

trữ trong bãi rác bao gồm nước tiêu thụ trong các phản ứng hình thành khí bãi rác,

hơi nước bão hòa bốc hơi theo khí và nước thoát ra từ đáy BCL.

NRR được hình thành khi nước thấm vào các ô chôn lấp theo các cách sau:

- Nước sẵn có và sinh ra do quá trình phân hủy các chất hữu cơ;

- Nước từ các khu vực khác chảy qua có thể thấm vào rác;

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

- Nước từ khu vực khác chảy qua có thể thấm vào ô chôn lấp;

- Nước mưa rơi xuống khu vực chôn lấp trước khi được phủ đất và sau khi ô chôn

lấp được đóng lại, độ ẩm của rác, nước từ vật liệu phủ, nước từ bùn nếu việc chôn lấp bùn.

Lượng NRR phát sinh trong bãi chôn lấp phụ thuộc vào sự cân bằng nước

trong ô chôn lấp. Các thành phần tác động tới quá trình hình thành lượng NRR được

trình bày trong hình 1.1. và lượng NRR được tính theo công thức [4]:

LC = R + RI – RO – E - V

trong đó: LC - NRR;

R - Nước mưa thấm vào ô chôn lấp;

RI - Dòng chảy từ ngoài thâm nhập vào ô chôn lấp (bao gồm dòng

chảy mặt và nước ngầm gia nhập từ bên ngoài vào ô chôn lấp);

RO - Dòng chảy ra khỏi khu vực ô chôn lấp;

E - Nước bay hơi;

V - Sự thay đổi lượng nước chứa trong ô chôn lấp: độ ẩm ban đầu

của rác và bùn thải mang đi chôn lấp; độ ẩm của vật liệu phủ; lượng nước thất thoát

trong quá trình hình thành khí; lượng nước thất thoát do bay hơi theo khí thải. lượng

nước thất thoát ra từ đáy bãi chôn lấp chất thải rắn.

5

Hình 1.1. Các thành phần cân bằng nước trong bãi chôn lấp

Thành phần của NRR thay đổi trong ô chôn lấp theo 5 giai đoạn như sau:

Giai đoạn thích nghi

Ở giai đoạn này quá trình phân hủy hiếu khí xảy ra, các chất hữu cơ dễ bị oxi

hóa thành dạng đơn giản như tinh bột, chất béo, protein và xenlulozơ… Giai đoạn

này kéo dài từ vài ngày đến vài tuần.

Giai đoạn chuyển tiếp

VSV hiếu khí tiêu thụ dần oxy thì các VSV kỵ khí bắt đầu xuất hiện và phát

triển. Trong các phản ứng chuyển hóa sinh học các gốc nitrat và sunfat đóng vai trò

là chất nhận electron và bị khử thành N2 và H2S. Ở giai đoạn này, bắt đầu có sự

giảm pH do sự có mặt của axit hữu cơ và CO2 gia tăng.

Giai đoạn axit

Axit hữu cơ và khí hydro được tạo ra do VSV kỵ khí gia tăng. Trong điều

kiện yếm khí nghiêm ngặt các VSV dị dưỡng tham gia vào quá trình lên men

chuyển hóa các chất hữu cơ dạng đơn giản, các amino axit, đường… thành các axit

béo bay hơi, ancol, CO2 và N2. Trong giai đoạn này, pH giảm xuống ≤ 5. Giai đoạn

này kéo dài từ một vài năm đến hàng chục năm. Trong giai đoạn này BOD có giá trị

cao thường > 10000 mg/l.

Giai đoạn lên men metan

Giai đoạn này vi khuẩn metan hình thành dần và chuyển hóa các hợp chất đơn giản,

tạo ra CO2 và CH4 và một số khí khác. Giai đoạn này nhạy cảm hơn giai đoạn chuyển tiếp.

6

NRR tạo ra trong giai đoạn này có giá trị BOD5 /COD thấp. Quá trình lên

men axit tạo NH3 thoát ra. Các ion như Fe3+, Na+, K+, SO42- và Cl- tiếp tục được tạo

ra trong nhiều năm.

Giai đoạn chín

Giai đoạn này tiếp tục phân hủy sinh học các chất hữu cơ thành khí metan và

cacbonic. Tốc độ sinh khí giảm do phần lớn các chất dinh dưỡng đã bị khử ở các

giai đoạn trước. Giai đoạn này NRR thường chứa axit humic và fulvic rất khó xử lý

bằng phương pháp sinh học.

Thành phần của NRR bao gồm hai nhóm chính [5]

Các chất hữu cơ: các chất hữu hòa tan, axit humic, axit fulvic, các axit béo,

các hợp chất của tanin và các loại hợp chất hữu cơ có nguồn gốc nhân tạo.

Các chất vô cơ: là các hợp chất của nitơ, lưu huỳnh, photpho, các ion kim loại hòa tan.

Các hợp chất khác có thể được tìm thấy trong NRR từ các bãi chôn lấp như:

borat, sunfua, arsenat, selenat, bari, liti, thủy ngân và coban. Tuy nhiên, các hợp

chất này có nồng độ rất thấp.

Thành phần NRR rất khác nhau phụ thuộc thành phần chất thải chôn lấp và

thời gian chôn lấp [4]. Hàm lượng chất ô nhiễm trong NRR của bãi mới chôn lấp

chất thải rắn cao hơn rất nhiều so với BCL chất thải rắn lâu năm. Vì trong BCL lâu

năm hàm lượng chất hữu cơ dễ phân hủy bị phân hủy gần hết. Nước rác BCL mới,

thường có pH thấp nhưng hàm lượng COD, BOD5, chất dinh dưỡng, TDS và kim

loại nặng rất cao. Trái ngược với BCL mới nước rác bãi chôn lấp lâu năm thường có

pH cao (do quá trình metan hóa tăng lên) và hàm lượng COD, BOD5, chất dinh

dưỡng, TDS và kim loại nặng lại giảm vì hầu hết các kim loại chuyển sang trạng

thái kết tủa khi pH tăng. Đặc biệt, nước rác BCL lâu năm chứa nhiều hợp chất cao

phân tử nhiều hóa chất độc hại vừa gây màu tối vừa có mùi khó chịu rất khó phân

hủy bằng phương pháp sinh học [4].

Thành phần của NRR trên thế giới

Thành phần NRR trên thế giới được tổng hợp ở bảng 1.1:

7

Bảng 1.1. Đặc trưng của NRR theo độ tuổi bãi chôn lấp [6]

Thông số Đơn vị

Tuổi BCL

Mới (0 – 5 năm) Trung bình

(5 -10 năm)

Cũ (> 10

năm)

pH - < 6,5 6,5 – 7,5 >7,5

COD mg/l > 10000 4000 – 10000 < 4000

BOD5/COD - 0,5 – 1,0 0,1 – 0,5 < 0,1

Hợp chất hữu

cơ

80% axit béo dễ bay

hơi

5 – 30% axit béo dễ

bay hơi + axit humic

và axit fulvic

Axit humic

và axit

fulvic

Amoni mg/l < 400 - > 400

TOC/COD - < 0,3 0,3 – 0,5 > 0,5

N (Kjeldahl) mg/l 100 - 200 - -

Kim loại nặng mg/l Thấp đến trung bình Thấp Thấp

Khả năng phân

hủy sinh học - Cao Trung bình Thấp

NRR mới có pH, amoni thấp, có hàm lượng các chất hữu cơ cao. Ngược lại

NRR cũ lại có pH, amoni cao hơn và có hàm lượng các chất hữu cơ thấp. Đây cũng

là cơ sở quan trọng để lựa chọn phương pháp xử lý phù hợp cho từng loại NRR.

Thành phần NRR ở các nước Châu Âu và Châu Mỹ thể hiện ở bảng 1.2.

Theo số liệu bảng 1.2 thì Thổ Nhĩ Kỳ là quốc gia mà NRR mới có thành phần COD,

TSS và amoni cao. Hy Lạp là quốc gia NRR có hàm lượng COD rất cao tới 70900 mg/l.

Trong các nước Châu Á thì Hồng Kông Trung Quốc là nơi NRR mới có COD,

nitơ cao. NRR của Đài Loan có BOD5 thấp.

Thành phần của NRR Việt Nam

Thành phần NRR ở Việt Nam thể hiện ở bảng 1.4.

Nước ta chưa có hệ thống phân loại rác tại nguồn nên thành phần rác đến bãi

chôn lấp rất đa dạng kéo theo thành phần NRR rất phức tạp. NRR chứa nhiều chất

độc hại hữu cơ, vô cơ, kim loại nặng.

Thành phần NRR biến động mạnh theo mùa, tuổi bãi chôn lấp, cách thức

chôn và thu gom NRR của từng bãi. Cần phải có các quan trắc để có thông tin về

thành phần NRR là cơ sở để chọn phương pháp xử lý phù hợp.

8

Bảng 1.2: Thành phần NRR ở các nước Châu Âu và Châu Mỹ

T

T Nước

Tuổi

BCL pH

COD

mg/l

BOD5

mg/l

BOD5/

COD

TOC

mg/l

SS

mg/l

TSS

mg/l

NH4+

-N mg/l NO3

-

mg/l

TN

mg/l PO4

3-

mg/l

TP

mg/

l

Nguồn

trích

dẫn

1 Canada Trung

bình 6,9– 9,0

3210 –

9190 - - - - - - - - - - [7]

2 Brazin Cũ 8,2 3460 150 0,04 - - - 800 - - - - [8]

3 Phần

Lan Cũ 7,1– 7,6 340 - 920 62 - 84

0,09 –

0,25 - - -

159 -

560 - 192 - - [9]

4 Ba Lan Trung

bình 8,0 1180 331 0,28 - - - 743 - - - - [10]

5 Thổ Nhĩ

Kỳ

Mới 5,6– 8,2 10750-

50000

6380-

25000

0,5 -

0,67 -

2630-

3930 -

1946-

2002 - 2370 - - [11]

Trung

bình 8,15 9500 - - 3750 - 21000 1270 7,3 1450 31 33 [8]

Cũ 8,6 10000 - - - 1600 - 1590 - 1680 - - [12]

6 Italia

Mới 8,0– 8,2 10540-

19900 4000

0,2-

0,22 - 1666 -

3917-

5210 - - - - [13]

Trung

bình 7,9-8,38 3840-5050

1200-

1270

0,25-

0,31 - 480 -

940-

1330 -

1100-

1670 - - [14]

7 Hy Lạp

Mới 6,2 70900 26800 0,28 - 950 - 3100 - 3400 - -

[2] Trung

bình 7,9 5350 1050 0,2 - - - 940 - 1100 - -

9

Thành phần NRR ở các nước Châu Á thể hiện ở bảng 1.3.

Bảng 1.3. Thành phần NRR ở các nước Châu Á

T

T Nước

Tuổi

BCL pH

COD

mg/l

BOD5

mg/l

BOD5/

COD

SS

mg/l

TSS

mg/l

NH4+

-N mg/l

TN

mg/l TP

mg/l

SO42-

mg/l

Cl-

mg/l

Nguồn

trích

dẫn

1 Hàn Quốc Mới 7,3 24400 10800 0,44 - 2400 1682 1766 31,2 162 3160 [15]

Cũ 8,57 1.409 62 0,04 404 - 1522 141 - - - [16]

2 Hồng Kông

(TQ)

Trung

bình 8,22 7439 1436 0,19 784 - - - - - - [17]

3 Nepal

Trung

bình

6,4 –

7,8

2500 –

4000 - - - - - - - - -

[18]

Cũ 7,9 –

8,8

100 -

320

80 -

350 - - - - - - - -

4 Đài Loan Trung

bình 8,1 6500 500 0,08 - - 5500 - - - - [19]

5 Malaysia Cũ 1533 –

2580

48 -

105

0,03 –

0,04

159 -

233 - - - - - - [20]

6 Ân độ 5,8 4820 1300 - - 718 - - - - 360 [21]

10

Bảng 1.4. Thành phần NRR Việt Nam

Thông số Đơn vị BCL Phước Thới

(Cần Thơ)

BCL Gò Cát (Hồ

Chí Minh)

BCL Thủy

Phương (Huế)

BCL Tràng Cát

1 (Hải Phòng)

BCL Xuân Sơn

(Hà Nội)

BCL Nam Sơn

(Hà Nội)

pH - 7,3 - 7,36 7,4 – 7,6 7,7 – 8,5 7,63 – 8,01 7,7 6,81 – 7,98

DO mg/l - - - - 1,9 -

COD mg/l 5315 – 5889 13655 – 16814 623 – 2442 327 - 701 3.540 1020 – 22783

BOD5 mg/l 1008 - 1208 6272 – 9200 148 - 398 120 - 340 2150 495 – 12302

BOD5/COD - 0,19 – 0,20 0,46 – 0,55 0,16 – 0,23 - 0,607 0,45 - 0,54

Tổng N mg/l 520 - 556 1680 – 2427 - 178,5 – 433,6 62 423 – 2253

N-NH4+ mg/l - 1821 – 2887 184 - 543 - 17,2 -

N-NO3- mg/l - 0 – 6,2 - - 12,5 -

Tổng P mg/l 144 - 270 10,3 – 19,8 - 3,92 – 8,56 4,31 6,51 – 24,80

TDS mg/l 8333 – 10695 - - 4,47 – 8,87 - 6913 – 19875

TSS mg/l - - 42 - 84 21 - 57 986 120 – 2.240

SS mg/l 415 - 538 700 – 2020 - - - -

Độ đục mg/l 169 - 235 - - - - -

Độ màu PCU/ 6922 - 7193 - - - - -

Độ dẫn µS/cm 17444 – 21794 - - 7,21 – 14,31 - 9875 – 26967

Độ cứng CaCO3 mg/l - - 1419 – 4874 - - -

Cl- mg/l - - 518 – 1199 - - -

Fe mg/l 10,75 – 11,62 - - - - -

As mg/l - - - 0,061 – 0,086 0,2 0,001 – 0,003

Pb mg/l - - - < 0,05 0,34 0,050 - 0,086

Cd mg/l - - < 0,01 0,14 0,010 – 0,025

Hg mg/l - - 0,0001 - 0,0001 – 0,0009

Tuổi BCL năm - 7 9 6 10 7

Nguồn trích dẫn [22] [23] [24] [4] [25] [4]

11

Vấn đề khó của hầu hết các bãi chôn lấp ở nước ta đó là xử lý NRR. Hiện tại

chưa có phương hướng giải quyết phù hợp cho vấn đề này.

Tổng hợp từ các nguồn [4, 22-25] trong bảng cho thấy pH khoảng 6,5 – 8,5.

Hàm lượng COD cao từ 327 – 22783 mg/l, tổng N từ 62 – 2427 mg/l, BOD5 từ 120

– 12302 mg/l.

Thành phần, đặc trưng của NRR ở nước ta cơ bản là giống với thế giới ở các

chỉ số: COD, BOD, TN, TDS, TSS, độ màu cao và thay đổi theo thời gian chôn lấp

rác.

So sánh với các loại NRR trên thế giới thì hàm lượng COD, BOD/COD, TSS

và độ màu của NRR Việt Nam thường cao hơn. Nguyên nhân là chúng ta chưa áp

dụng được phân loại rác tại nguồn, cách thức chôn lấp và vận hành bãi chưa được

hợp vệ sinh, cộng với điều kiện khí hậu nhiệt đới nóng ẩm mưa nhiều. Dẫn đến

thành phần NRR của Việt Nam thay đổi theo thời gian, đa dạng, phức tạp hơn các

nước khác. Cho nên, việc lựa chọn công nghệ phù hợp để xử lý loại nước thải này là

công việc cần thiết của các nhà khoa học, các bãi chôn lấp và của ngành môi trường

quốc gia và cũng là nhiệm vụ của luận án này.

1.1.2. Tác động của nước rỉ rác đến môi trường và con người

NRR có nồng độ các chất ô nhiễm cao như: COD = 2000 – 70000 mg/l, BOD

= 1200 – 27000 mg/l và nhiều chất độc hại khác khi thấm vào đất gây ô nhiễm

nguồn nước ngầm, thoát vào hệ thống nước mặt gây ô nhiễm nguồn nước mặt. Mùi

bốc lên từ NRR gây ô nhiễm môi trường không khí. Như vậy khi NRR phát tán vào

môi trường sẽ gây ô nhiễm môi trường nặng nề và ảnh hưởng tới sức khỏe cộng

đồng [4]. L. Koshi (2007) đã có nghiên cứu về độc hại của NRR tới môi trường và

thấy rằng lộ trình phơi nhiễm và độc tính trong NRR thường rất khó xác định [26].

Cụ thể hơn, nó là các hợp chất hữu cơ và các khoáng chất hòa tan được hình thành

khi nước xâm nhập vào các lớp rác, hình thành lên một loạt các chất gây ô nhiễm do

ảnh hưởng của các chế độ thủy văn, điều kiện sinh hóa… [27].

Trong NRR có hàm lượng các chất hữu cơ cao, một số tác động nguy hiểm

liên quan đến ô nhiễm hữu cơ như: độc tính cao, tác dụng gây ung thư và gây đột

biến gen [28]. Nhóm các chất nitrat, photphat gây hiện tượng phú dưỡng khi thải ra

môi trường. Xianua trong NRR là một chất gây ô nhiễm và độc hại cho hệ sinh thái nước.

12

Kim loại nặng có nhiều trong NRR là chất ô nhiễm độc hại, gây đột biến và

gây ung thư cao [29]. Sự nhiễm độc kim loại nặng dẫn đến một số bệnh tâm thần và

ảnh hưởng tiêu cực tới cơ thể sinh vật [30].

1.2. Tổng quan quá trình keo tụ điện hóa

1.2.1. Cơ chế của quá trình keo tụ điện hóa

“EC là phương pháp điện hóa học để xử lý nước bị ô nhiễm, sử dụng dòng

điện một chiều để ăn mòn điện cực dương (thường là nhôm hoặc sắt) để giải phóng

ra các chất có khả năng keo tụ (thường là ion nhôm hoặc ion sắt) vào dung dịch” [31].

Khi điện phân điện cực nhôm hoặc sắt xảy ra các quá trình sau:

Al → Al3+ + 3e- (1.1)

Fe → Fe2+ + 2e- (1.2)

Các cation nhôm và sắt tạo ra kết hợp với các ion OH- có mặt trong nước tạo

thành các hydroxit nhôm hay sắt [32] theo các phương trình phản ứng sau:

Al3+ + 3OH- → Al(OH)3 (1.3)

Fe2+ + 2OH- → Fe(OH)2 (1.4)

Ở cực catot trong bể điện phân xảy ra quá trình oxy hóa nước tạo thành các

bọt khí hydro [32]:

H2O + 2e- → H2 + 2OH- (1.5)

Các hydroxit kim loại này sẽ tham gia vào các phản ứng polyme hóa:

Al(OH)3 → (OH)2Al-O-Al(OH)2 + H2O (1.6)

Fe(OH)2 → (OH)Fe-O-Fe(OH) + H2O (1.7)

Các polyme này có thể loại bỏ các chất ô nhiễm bởi quá trình hấp phụ, tạo

phức hay kết tủa [33].

Hiệu quả của quá trình EC phụ thuộc rất nhiều vào bản chất của điện cực,

thời gian điện phân, mật độ dòng, pH, độ dẫn điện của dung dịch:

13

Hình 1.2. Các phản ứng cơ bản trong hệ EC [34]

Các dạng điện cực được sử dụng phổ biến là sắt và nhôm, trong đó theo các

kết quả nghiên cứu của Bouhezila và cộng sự [35], Ilhan và cộng sự [36] điện cực

Al xử lý độ đục, chất màu và NH4+ hiệu quả hơn điện cực Fe. Kết quả nghiên cứu

của Li và cộng sự [37] cho thấy điện cực Fe lại xử lý COD hiệu quả hơn điện cực Al.

Theo định luật Faraday, thời gian điện phân càng lớn, lượng ion kim loại sinh

ra ở điện cực càng nhiều, do đó khả năng loại bỏ chất ô nhiễm của quá trình EC

càng cao, tuy nhiên thời gian điện phân càng lâu càng tiêu tốn năng lượng [37].

Cũng theo định luật Faraday, lượng ion kim loại tạo ra ở anot tỷ lệ thuận với

mật độ dòng đặt giữa 2 điện cực, do đó khi tăng mật độ dòng, quá trình EC sẽ càng

hiệu quả.

Tùy thuộc vào độ pH của dung dịch mà các ion Al3+, Fe2+ cũng có thể hình

thành các dạng tồn tại khác nhau. Sự thủy phân của ion Al3+ hình thành các ion

Al(H2O)63+, Al(H2O)5

2+ và Al(H2O)42+, sau đó từ các ion này hình thành các

monome và polyme như: Al(OH)2+, Al(OH)2+, Al2(OH)2

4+, Al(OH)4-, Al6(OH)15

3+,

14

Al7(OH)174+,… [35]. Tương tự, sự thủy phân của ion Fe2+ hình thành monome

Fe(OH)3 và các polyme như Fe(H2O)63+, Fe(H2O)5(OH)2+, Fe(H2O)4(OH)2

+,

Fe2(H2O)8(OH)24+ và Fe2(H2O)6(OH)4

4+,… [38].

Hình 1.3. Nồng độ của các sản phẩm thủy phân của Fe (II), Fe (III) và Al (III)

trong trạng thái cân bằng với các hydroxit vô định hình

ở thời điểm không ion, 25°C [39]

15

Theo nghiên cứu của Ilhan và cộng sự [36], Khandegar và Saroha [40], sự

tăng độ dẫn điện của dung dịch điện phân sẽ tối ưu hóa năng lượng tiêu thụ và giảm

thời gian xử lý bằng EC.

Như vậy trong “quá trình EC bao gồm rất nhiều các phương thức hóa lý, các

phản ứng hóa học khác nhau. Sự kết hợp các phương thức khác nhau này làm cho

quá trình loại bỏ các chất ô nhiễm hữu cơ và vô cơ trong nước rất hiệu quả” [33].

Ngoài ra EC cũng loại bỏ hiệu quả các chất có phân tử lượng lớn, là các chất thường

có mặt trong NRR, rất khó bị phân hủy bằng các quá trình sinh học.

1.2.2. Ưu và nhược điểm của phương pháp keo tụ điện hóa trong xử lý nước thải

Ưu điểm

EC là một kỹ thuật hiệu quả tạo ra hydroxit trên bề mặt cực dương của hệ

điện phân dùng làm chất keo tụ thay cho bổ sung chất keo tụ vào hệ. Không bổ sung

hoặc bổ sung ít hóa chất tránh tạo ra các chất độc hại từ ngoài vào nước thải. Quá

trình EC có các ưu điểm sau: [41]

- EC thiết bị đơn giản, dễ vận hành, ít phải bảo dưỡng.

- So với các quy trình xử lý nước thải bằng phương pháp hóa học, công

nghệ EC tạo ra lượng nước thải chứa hàm lượng TDS rất thấp. Do đó, có thể sử

dụng nước thải để tái sử dụng, TDS thấp giúp giảm chi phí thu hồi nước.

- Quy trình EC có thể làm ổn định các hạt keo lớn hơn và tạo ra lượng bùn

thấp hơn so với các quá trình keo tụ khác. Lượng bùn thải tạo ra trong suốt quá trình

xử lý nước bằng công nghệ EC nhỏ hơn (50-70%) khi so sánh với các quá trình keo

tụ thông thường. Mặt khác, bùn được hình thành khi sử dụng phương pháp EC với

điện cực Fe chứa hàm lượng chất khô và kỵ nước cao hơn so với quá trình keo tụ

hóa học có sử dụng chất trợ keo là FeCl3 có bổ sung thêm NaOH hoặc vôi.

- Tách chất hữu cơ bằng quá trình EC hiệu quả và nhanh hơn so với quá

trình keo tụ hóa học.

- Quá trình EC tạo ra bọt khí kéo các chất cặn bẩn trong nước thải nổi lên

mặt nước giúp thuận lợi cho quá trình tách nổi.

- Không cần kiểm soát độ pH trong suốt quá trình điện phân ngoại trừ một

số trường hợp đặc biệt.

16

- Chi phí vận hành thấp hơn nhiều so với hầu hết các công nghệ xử lý nước

thông thường.

- EC không sử dụng hóa chất và do đó không cần trung hòa hóa chất dư

thừa và không có khả năng gây ô nhiễm thứ cấp do các chất hóa học được thêm vào

ở nồng độ cao khi sử dụng keo tụ hóa học trong xử lý nước thải.

- Kỹ thuật EC có thể sử dụng được thuận tiện ngay cả ở các khu vực nông

thôn không có điện, có thể dùng pin mặt trời.

Nhược điểm

Có nhiều ưu điểm song EC cũng có các nhược điểm sau:

- Việc sử dụng điện có thể gây ra tốn kém trong quá trình xử lý nước thải

khi dùng công nghệ EC ở những nới có giá điện cao.

- Do điện cực bị ăn mòn nên phải thay thế thường xuyên.

- Các điện cực bị ảnh hưởng trong suốt quá trình EC do sự ăn mòn điện cực

dương và quá trình thụ động trên các bề mặt điện cực do các chất keo tụ cũng như

lớp màng hydroxit được tạo thành bám vào bề mặt điện cực.

- Qúa trình EC đòi hỏi độ dẫn điện của nước thải đủ cao để quá trình dịch

chuyển điện tích giữa các điện cực xảy ra. Tuy nhiên, trong một số trường hợp khi

độ dẫn điện của nước thải quá thấp không thể thắng được điện trở của hệ cần có sự

hỗ trợ bổ sung chất dẫn điện như NaCl hoặc Na2SO4. Tuy nhiên, việc sử dụng chất

trợ dẫn lại có thể gây ra ô nhiễm thứ cấp và tăng chi phí xử lý. Ion clorua mặc dù rất

có lợi trong việc trợ dẫn và oxi hóa các chất ô nhiễm hữu cơ, phá vỡ lớp thụ động

điện cực dương thông qua cơ chế ăn mòn rỗ bề mặt điện cực. Ngoài ra, nó có thể

làm giảm hiện tượng quá áp và tăng diện tích của các điện cực và bằng cách giảm

khoảng cách giữa chúng.

- Nồng độ cao của các ion sắt và nhôm trong nước thải phải được loại bỏ

sau khi xử lý.

- Trong một số trường hợp đặc biệt hydroxit dạng gel có thể có xu hướng

hòa tan không tạo ra quá trình keo tụ.

- Các hydroxit không có kích thước hạt thủy lực thích hợp, khiến việc phân

tách gặp rất nhiều khó khăn khi tiến hành tách chúng ra khỏi nước và không thể thu

hồi được.

17

Những hạn chế chính là EC chỉ hiệu quả để loại bỏ các chất không hòa tan

(chất keo) và một số loại ion nhất định. EC không hiệu quả trong việc loại bỏ các chất

hòa tan như amoni, đường, axit hữu cơ, dung môi, phenol, rượu, vv…

1.2.3. Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình keo tụ điện hóa

Hiệu suất của quá trình EC phụ thuộc vào nhiều tham số vận hành như mật độ

dòng, thời gian diễn ra phản ứng điện phân, pH đầu vào của nước thải, vật liệu điện cực,

hình dạng điện cực, khoảng cách giữa các bản điện cực, nồng độ chất ô nhiễm ban đầu...

Mật độ dòng

Mật độ dòng điện đặt trên các điện cực quyết định các phản ứng điện phân

diễn ra trong dung dịch như: hòa tan anot, tạo thành khí, tạo chất kết tủa, phản ứng

điện phân nước, ... [42] cũng như quá trình động học của chúng. Do đó, mật độ

dòng điện hay tiêu thụ năng lượng điện ảnh hưởng trực tiếp đến tốc độ phản ứng

của quá trình điện phân. Nói chung, dòng điện một chiều là loại dòng điện được sử

dụng rộng rãi hơn trong EC [43].

Tuy nhiên, bề mặt anot có thể bị thụ động do sự hình thành của một lớp oxit

ổn định từ các phản ứng oxi hóa nhằm thúc đẩy các hiện tượng ăn mòn, tạo ra các

hiệu ứng thụ động. Sự thụ động của anot làm tăng điện trở, và do đó, hiệu điện thế

tăng, làm lượng điện năng tiêu thụ tăng, nhưng sự thụ động làm giảm đáng kể hiệu

quả xử lý của quá trình EC [44]. Việc sử dụng dòng xoay chiều có thể được coi là

một thay thế vì những thay đổi liên tục của cực tránh hoặc giảm sự hình thành các

lớp thụ động và tăng tuổi thọ hoạt động của các cực anot hòa tan [45].

pH nước thải

Độ pH của dung dịch đóng vai trò quan trọng trong quá trình EC và keo tụ

hóa học [46, 47]. Ảnh hưởng đầu tiên liên quan đến chất keo tụ trong dung dịch thể

hiện ở trạng thái cân bằng phụ thuộc vào độ pH: các ion kim loại, các hydroxit và

các hợp chất polyme hydroxit. Sự phân bố của các ion kim loại này như một hàm

của pH thường được thông qua giá trị âm của biểu thức nồng độ logarit dưới dạng

hàm của pH như hình 1.4. [48], cung cấp thông tin giá trị về sự phân bố của các ion

kim loại ở trạng thái cân bằng [49].

Bouhezila F. và cộng sự 2011[35], Mollah M. Y. và cộng sự 2004 [38] đã chỉ

ra sự tạo thành các dạng hydroxit khác nhau của nhôm và sắt phụ thuộc vào pH.

18

Hình 1.4. Sơ đồ E-pH của sắt và nhôm ở 25 ° C, 1 bar [34]

Mỗi loại ion kim loại và lượng của chúng có liên quan đến hiệu suất xử lý chất ô

nhiễm bởi vì mỗi loại trong số chúng có sự tương tác hoàn toàn khác nhau với các chất

ô nhiễm, cho các hiệu quả keo tụ khác nhau. Ví dụ, các ion kim loại trong điều kiện

kiềm cao cho hydroxit nhôm và hydroxit sắt tương ứng là Al(OH)4và Fe(OH)4

.

19

Những hydroxit này có hoạt động keo tụ kém [50], sau đó, thông thường (trừ một số

sản phẩm polyaluminum) quá trình keo tụ khó được thực hiện ở môi trường có tính axit

(Fe: pH = 4 - 5 và Al: pH = 5 - 6).

Các điều kiện pH có ý nghĩa khác nhau về tính chất hóa lý của các chất keo tụ,

như: độ hòa tan của các hydroxit kim loại, độ dẫn điện của hydroxit kim loại và kích

thước của các hạt keo của các phức chất keo tụ [51, 52]. Vì vậy, môi trường trung tính

và kiềm thích hợp hơn cho quá trình EC.

Hiệu ứng đáng chú ý thứ hai liên quan đến những thay đổi về cấu trúc hóa

học của các chất gây ô nhiễm do ảnh hưởng của pH. Do đó, sẽ làm thay đổi các lớp,

đồng thời ảnh hưởng đến việc hình thành các chất keo tụ. Do đặc tính hóa lý khác

nhau của các chất gây ô nhiễm dựa vào pH, thông số này phải được tối ưu hóa theo

tính chất ô nhiễm và các điều kiện nước thải [53].

Tuy nhiên, các ảnh hưởng khác cũng có thể liên quan đến độ pH, chẳng hạn

như, ảnh hưởng của các ion kim loại khác hiện diện trong nước thải thực tế. Đây là

trường hợp của các anion khác nhau có thể bị ảnh hưởng bởi pH, ảnh hưởng đến

điện tích của chúng do đó ảnh hưởng lên lớp che chắn của các chất keo tụ [51, 54]

hoặc tính chất oxy hóa của chúng [55]. Do đó, nhóm này có ảnh hưởng đến điều

kiện pH tối ưu của quá trình EC.

Vật liệu điện cực

Vật liệu điện cực là một trong các thông số không chỉ ảnh hưởng trực tiếp

đến phản ứng điện phân diễn ra bên trong dung dịch mà còn liên quan trực tiếp đến

chi phí của phương pháp khi xử lý nước thải. Trong mỗi phản ứng EC, anot hòa tan,

tỷ lệ chất ô nhiễm được loại bỏ và chất keo tụ đóng vai trò là yếu tố quan trọng

quyết định hiệu quả của phương pháp. Trong khí đó, các vật liệu anot từ các kim

loại khác nhau liên quan trực tiếp đến lượng ion kim loại tạo thành trong dung dịch.

Các chất keo tụ từ ion kim loại có hóa trị cao hơn được ưu tiên dùng do chúng có

khả năng tăng cường quá trình keo tụ và loại bỏ chất ô nhiễm. Thông thường, các

điện cực nhôm và sắt được sử dụng nhiều vì các đặc tính keo tụ đa dạng của ion hai

kim loại này [56]. Nhiều nghiên cứu về EC cho thấy các vật liệu sử dụng rộng rãi

nhất làm các cực dương là sắt hoặc nhôm [35], trong khi các cực dương không phải

là nhôm và sắt thì phải là kim loại đi sau Al và Fe trong dãy điện hóa. Tuy nhiên,

20

muối nhôm và sắt clorua là các chất keo tụ được sử dụng nhiều nhất và được chấp

nhận trong xử lý nước thải sau EC [49]. Bên cạnh đó, các vật liệu này cũng được

dùng nhiều do dễ kiếm, sẵn có, chi phí thấp và tỷ lệ điện giải cao của chúng.

Khoảng cách điện cực

Khoảng cách giữa các điện cực có ảnh hưởng trực tiếp đến sự giảm hiệu điện

thế, ảnh hưởng đến quá trình điện phân. Tuy nhiên, có thể đạt được hiệu quả loại bỏ

các chất ô nhiễm tốt hơn trong nước khi các khoảng cách giữa các điện cực ngắn.

Nguyên nhân là do một số hiện tượng như: keo tụ, kết tủa, lắng và tạo bông có thể

bị ảnh hưởng. Những tác động này ảnh hưởng đến sự hình thành các bông keo và

hạt keo tụ của phản ứng [57]. Ngược lại, khoảng cách quá lớn giữa các điện cực làm

giảm đáng kể sự hình thành của bông keo [58, 59]. Khoảng cách giữa các điện cực

thường nhỏ từ 0,5 – 2,8cm được các tác giả sử dụng trong nghiên cứu [35, 60-63].

Cách sắp xếp điện cực

Cách sắp xếp các điện cực trong bể EC không chỉ ảnh hưởng đến hiệu suất

xử lý chất ô nhiễm mà còn ảnh hưởng đến mức tiêu thụ năng lượng cũng như chi

phí xử lý nước thải [64, 65]. Các cách sắp xếp điện cực điển hình nhất là các điện

cực đơn cực sắp xếp song song với nhau, các điện cực đơn cực nối tiếp nhau hoặc

các điện cực lưỡng cực nối tiếp nhau [64, 66-68].

Khi sắp xếp các điện cực đơn cực, một điện cực đóng vai trò là cực âm và

một đóng vai trò làm cực dương, điều này tùy thuộc vào tính phân cực của chúng

bên trong bể điện phân. Trong cách sắp xếp điện cực đơn cực song song các cực

anot được nối trực tiếp với nhau trong bể điện phân và sử dụng loại vật liệu điện

cực cũng như các điều kiện phản ứng giống như đối với catot. Trong khi, điện cực

đơn cực nối tiếp mỗi cặp điện cực catot và anot nối trực tiếp với nhau nhưng không

có sự liên quan với các cặp điện cực bên ngoài.

Đối với các cặp điện cực lưỡng cưc (ngoại trừ các điện cực đơn cực bên

ngoài), sẽ có độ phân cực ở các cạnh khác và phụ thuộc vào điện tích điện cực đứng

trước nó. Các điện cực lưỡng cực luôn đặt ở chế độ nối tiếp.

21

Hình 1.5. Đơn cực nối song song [69]

Hình 1.6. Đơn cực nối tiếp [69]

Điều đáng chú ý là khi lắp các điện cực ở chế độ nối tiếp cần có sự chênh lệch

hiệu điện thế lớn. Ngược lại, khi lắp các điện cực ở chế độ song song, dòng điện được

phân chia riêng rẽ giữa các điện cực được nối với nhau và đóng vai trò như một điện

trở trong bể điện phân. Tuy nhiên, một điểm đặc biệt của việc lắp các điện cực song

song đó là năng lượng tiêu thụ đúng với năng lượng cần thiết cho phản ứng [64, 70].

22

Hình 1.7. Lưỡng cực nối song song [69]

Một số tác giả đã so sánh hiệu suất của cách sắp xếp điện cực khác nhau

nhưng kết quả không kết luận được một cách hoàn toàn vì hiệu suất tương đối phụ

thuộc rất lớn vào các thông số vận hành như bản chất của chất ô nhiễm [58, 64, 66,

68, 71, 72]. Tuy nhiên, dựa vào các nghiên cứu cho thấy sắp xếp điện cực đơn cực

song song cho chi phí vận hành thấp hơn, trong khi điện cực lưỡng cực nối tiếp yêu

cầu bảo trì lắp đặt thấp hơn trong quá trình sử dụng và đôi khi nó có lợi trong việc

loại bỏ chất gây ô nhiễm phức tạp [58, 64, 73, 74].

Cách thiết kế bể điện hóa

Cấu tạo bể phản ứng EC ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý chất ô nhiễm. Trong

các công nghệ điện hóa để xử lý nước thải đặc biệt liên quan đến việc giảm thiểu sự

giảm hiệu điện thế giữa các điện cực để tăng cường hiệu quả chuyển đổi điện phân

và các năng lượng tiêu thụ. Nói chung, thiết kế của bể phản ứng EC có tính đến các

thông số khác nhau bởi vì các chất ô nhiễm đa dạng dễ ảnh hưởng đến các điều kiện

thủy động lực học trong bể phản ứng trong quá trình điện phân [75]. Như vậy, cấu

tạo bể phản ứng như thế nào để thuận lợi nhất cho quá trình động lực học khi thực nghiệm.

Chất trợ dẫn

Trong các quá trình điện phân chất dẫn điện trong dung dịch được gọi là chất điện

giải, chất điện phân hay chất trợ dẫn, có thể gọi chung là chất trợ dẫn. Đây là chất góp

phần làm tăng độ dẫn điện của dung dịch, làm giảm sự giảm hiệu điện thế và tiêu tốn

23

năng lượng [76]. Ngoài ra, chất trợ dẫn có tác dụng đáng kể trong quá trình động học

điện phân của các cực dương hòa tan và nó cũng có thể làm giảm sự ảnh hưởng đến lớp

chắn được tạo bởi các chất tạo keo để hình thành kết tủa bông [77]. Một số công trình

nghiên cứu về EC đã cho thêm chất trợ dẫn vào quá trình điện phân để tăng độ dẫn điện

của nước cần xử lý [78-80] như: Cl-, SO42-, NO3

-, Na+, K+ và NH4+… [55, 81-85]. Quá

trình EC bị ảnh hưởng do hiệu ứng của các anion nhiều hơn các cation [86].

Huang và cộng sự (2009) [87] đã chỉ ra mối quan hệ của các muối sunfat để

tạo thành phức với nhôm làm thụ động bề mặt anot. Thực tế, cần tăng cường sự hòa

tan anot và tránh việc làm thụ động quá trình oxi hóa nhôm. Ngoài ra, trong trường

hợp có sự hiện diện của ion sunfat, khi tỷ lệ [Cl-]/[SO42-] > 0,1 thì hiệu quả giải

phóng cation nhôm tốt trong quá trình EC khi cực dương là Al [86]. Ngược lại, ion

sunfat không tạo phức với sắt do đó nó không ảnh hưởng đến quá trình oxi hóa cực

dương làm bằng sắt. Trong khi đó, nitrat ức chế cả hai loại cực dương Al, Fe, do đó

cần tốn điện năng để oxi hóa chúng [55, 77].

Mặt khác, nếu hàm lượng ion clorua cao khi tiến hành quá trình EC thì clorua

ăn mòn anot giúp thúc đẩy sự tạo thành các chất keo tụ [88, 89]. Như vậy, nếu có sự

hiện diện của clorua trong vai trò là chất trợ dẫn thì điện áp cần thiết cho quá trình

điện phân thấp hơn đáng kể so với khi có chất trợ dẫn là sunfat hoặc nitrat [88].

Hơn nữa, ảnh hưởng của chất trợ dẫn cũng có thể được quan sát thấy từ sự thay

đổi bề mặt điện cực trong quá trình EC, theo nghiên cứu của Hu và các cộng sự (2003)

[88]. Bằng cách sử dụng ion sunfat, có thể quan sát thấy vết rỗ cục bộ, chứng minh tỷ

lệ ăn mòn đồng đều trên toàn bộ bề mặt điện cực. Thay vào đó, khi sử dụng nitrat, sự

ăn mòn xen kẽ xảy ra. Ngược lại, trong môi trường clorua bề mặt điện cực thể hiện

nhiều hố và lỗ phân bố trên bề mặt của cực dương, trong khi điện cực âm vẫn trơn tru.

Đây là sự ăn mòn cục bộ điển hình gây ra bởi gốc halogen [88]. Các loại ăn mòn khác

nhau, trong quá trình hòa tan anot, có liên quan đến các phản ứng hóa học và sự hiện

diện của các chất điện phân khác nhau cũng như các điều kiện pH. Các anion sunfat

được coi là các loại điện phân trơ; trong khi nitrat và clorua dễ bị phản ứng điện phân.

Các anion nitrat có thể được loại bỏ bằng các phản ứng (1.8-1.10), tạo ra

hydroxyt làm dung dịch có tính kiềm đồng thời hình thành các màng không hòa tan

24

oxit trên bề mặt anot điều này làm cản trở quá trình hòa tan của anot. Sự hình thành

các màng không hòa tan tạo ra sự hình thành các khe hở trên bề mặt anot [88].

3NO3 + 3H2O + 6e- → 3NO2

+ 6OH (1.8)

3NO3 + 18H2O + 24e- → 3NH3 + 27OH (1.9)

6NO3 + 18H2O + 30e- → 3N2+ 36OH (1.10)

Trong khi đó, clorua dễ bị phản ứng oxy hóa (1.11) tạo ra clo phân tán thành

axit hipoclorơ và clorua trong phản ứng (1.12). Sau đó axit hipoclorơ chuyển thành

hipoclorit bằng cân bằng axit-bazơ (1.13) với pKa = 7,55 tùy thuộc vào pH dung

dịch [76]. Những loại clorin hoạt tính này có tính oxi hóa cao và thúc đẩy quá trình

oxi hóa hóa học của bề mặt anot tạo ra sự ăn mòn rỗ đặc trưng.

2Cl- → Cl2(aq) + 2e- (1.11)

Cl2(aq) + H2O → HClO + Cl- + H+ (1.12)

HClO ⇌ ClO- + H+ (1.13)

Đối với các cation, không có nhiều nghiên cứu để chứng minh sự ảnh hưởng

của chúng tới quá trình EC. Có một số nghiên cứu đã được thực hiện trong những

năm qua cho thấy cation natri và kali là không ảnh hưởng trong quá trình EC [77].

Tuy nhiên, cation amoni có mặt trong dung dịch làm tăng hiệu quả EC, đặc biệt là

với anot Al do sự thay đổi pH trong quá trình điện phân [77, 86].

Ngoài ra, trong quá trình EC phụ thuộc lớn vào chi phí điện năng và giá

thành điện cực. Nếu điện cực là sắt thì trên thực tế loại điện cực này có giá thành

thấp nhất trong số các kim loại thông dụng. Cho nên để giảm chi phí mà vẫn đạt

hiệu quả của quá trình EC thì điện cực sắt thường được lựa chọn.

1.2.4. Tình hình nghiên cứu và ứng dụng keo tụ điện hóa trong xử lý môi trường

Công nghệ EC đã được sử dụng rộng rãi trong xử lý nước thải nhằm mục

đích loại bỏ các chất ô nhiễm khác nhau như: chất ô nhiễm hữu cơ, chất ô nhiễm vô

cơ, các phi kim, kim loại nặng và nước thải công nghiệp.

Carlos Alberto Martínez-Huitle và cộng sự (2017) [90] đã tiến hành đánh giá

đầy đủ về quá trình EC xử lý các chất ô nhiễm hữu cơ và vô cơ. Nhóm tác giả chỉ ra

vật liệu điện cực phổ biến nhất được sử dụng là nhôm và sắt. Các nguyên tắc cơ

bản, các ứng dụng mới và sự kết hợp quá trình EC với các công nghệ khác. Các

25

phương pháp mới được phát triển từ EC như: siêu âm + EC, chiếu UV + EC, perxi

+ EC và cho thêm clo hoạt hóa vào EC.

Xử lý chất ô nhiễm hữu cơ

Quá trình EC đã được nhiều tác giả nghiên cứu là có hiệu quả cao trong việc

xử lý các chất ô nhiễm hữu cơ có nguồn gốc tự nhiên và nhân tạo. Phương pháp EC

cũng tỏ ra hiệu quả để xử lý các loại nước thải tổng hợp, độ màu và thuốc nhuộm [91, 92].

Xử lý các hợp chất phi kim vô cơ

Công nghệ EC là một lựa chọn tốt để loại bỏ các photphat, sunfit và sunfat

nồng độ cao. EC có thể loại bỏ đến trên 80% đối với các ion: amoni, boronic,

xianua, florua, nitrit, nitrat, phophat... Khi dùng điện cực Al-Al hiệu suất xử lý

amoni đạt 80% [93]. Trong khi đó, việc sử dụng các điện cực Fe-Fe hiệu suất xử lý

amoni chỉ đạt chỉ khoảng 15%.

Xử lý kim loại nặng

EC được coi là một công nghệ đầy hứa hẹn và hiệu quả để tách các kim loại

nặng gây ô nhiễm ra khỏi môi trường nước và thậm chí còn thu hồi chúng sau quá

trình xử lý nước. Kim loại nặng được biết đến từ nhiều thập kỷ là chất ô nhiễm độc

hại, gây đột biến và gây ung thư cao. Sự nhiễm độc kim loại nặng dẫn đến một số

bệnh tâm thần và ảnh hưởng tiêu cực tới cơ thể sinh vật. Do vậy, việc loại bỏ và

kiểm soát kim loại nặng là một mối quan tâm của các nhà khoa học trong vấn đề xử

lý ô nhiễm môi trường nước. Ô nhiễm kim loại nặng tăng lên với sự phát triển của

ngành công nghiệp mạ kim loại, hoạt động khai thác, thuộc da, sản xuất pin và các

ngành khác. EC đã chứng minh hiệu quả để xử lý asen, canxi, mangan, bạc cadimi,

crom… [90].

Xử lý nước thải thực

Công nghệ EC đã chứng minh là hiệu quả để ứng dụng xử lý nước thải thực

tế. Một số tác giả đã nghiên cứu xử lý nước thải công nghiệp thực tế trong nhiều

năm qua bằng EC chẳng hạn như ngành công nghiệp thực phẩm: hạnh nhân, làm

bánh, sữa, nước thải chế biến trứng, nước thải dầu ô liu, nước thải dầu cọ, sản xuất

khoai tây chiên, nước thải giết mổ…; nước thải sinh hoat; rửa xe; nước thải bệnh

viện; NRR; nước thải giặt; nước thải công nghiệp: nước thải diesel sinh học, nước

thải công nghiệp hóa chất, nước thải công nghiệp thuốc lá, nước thải chưng cất,

26

nước thải sản xuất gelatin, công nghiệp bao bì, sản xuất sơn, giấy, hóa dầu, thuộc

da, dệt, sợi… [90]. Kết quả đã chỉ ra rằng công nghệ EC có thể được coi là một giải

pháp thay thế đầy hứa hẹn cho việc xử lý nước thải thực tế. Như vậy, có thể áp dụng

EC cho tiền xử lý hoặc sau xử lý đều cho hiệu quả. Cho nên, EC là phương pháp

hứa hẹn tốt ứng dụng xử lý nước thải trong thực tế.

Các nghiên cứu trên thế giới ứng dụng EC trong xử lý nước thải

Phương pháp keo tụ tạo bông là một phương pháp hóa lý được sử dụng rộng

rãi trong xử lí nước thải nhằm xử lý chất hữu cơ, độ màu, loại bỏ các chất rắn ở

dạng lơ lửng, chất hòa tan… bằng các chất keo tụ (phèn nhôm Al2(SO4)3 hoặc phèn

sắt FeCl3 hay FeSO4) và các chất trợ keo tụ như polyme, PAC… tạo nên những

bông cặn có kích thước lớn sẽ lắng xuống đáy.

Trong khi keo tụ hóa học sử dụng trực tiếp các chất keo tụ như: Al2(SO4)3,

FeSO4, FeCl3 cho vào trong nước để tạo nên những bông cặn có kích thước lớn lắng

xuống đáy thì EC là một phương pháp đơn giản và hiệu quả để xử lý các loại nước

thải: mạ điện, sinh hoạt, giết mổ, dệt nhuộm… [40].

Nghiên cứu ứng dụng phương pháp EC trong xử lý nước ô nhiễm đã được

nhiều các nhóm nghiên cứu trên thế giới tiến hành, có thể kể ra một số công trình

tiêu biểu như sau:

Butler và cộng sự (2011) [94] đã chỉ ra rằng quá trình xử lý độ màu, COD,

BOD đạt hiệu quả cao và quy trình xử lí nhanh hơn, hiệu quả hơn phương pháp keo

tụ hóa học truyền thống khi sử dụng phương pháp EC. So với phương pháp dùng tia

cực tím và ozon thì phương pháp EC ít tốn kém hơn, do đó nó có thể được sử dụng

để xử lí nhiều loại nước thải khác nhau.

Yang và cộng sự (2006) [78] đã dùng phương pháp EC sử dụng điện cực sắt,

thêm NaCl nồng độ 100 mg/l vào để tăng độ dẫn ion và ngăn chặn sự thụ động của

các điện cực sắt khi nghiên cứu xử lí độ đục của dầu tổng hợp. Quá trình xử lí làm

giảm độ đục của nhũ tương từ 1800 xuống còn 60 đơn vị FAU mất khoảng 4 phút.

Kuokkanen và cộng sự (2015) [95] đã dùng các điện cực Fe, Al và thép

không gỉ trong phương pháp EC nghiên cứu xử lý nước thoát ra từ các bãi than bùn

chứa các hợp chất humic cho thấy nitơ tổng loại bỏ 33 - 41%, COD là 75 - 90% còn

27

COD/TOC là 62 - 75%, phốt pho tổng, các chất lơ lửng, các chất màu bị loại bỏ

hoàn toàn.

Ezechi và cộng sự (2014) [60] đã dùng phương pháp EC ở các điều kiện: điện

lượng 2400 Ah/m3, pH = 7, khoảng cách giữa các điện cực là 0,5cm và thời gian điện

phân là 90 phút để nghiên cứu loại bỏ bo ra khỏi nước thải thăm dò dầu khí và khí đốt.

Kết quả nghiên cứu cho thấy bo đã bị loại bỏ khá hiệu quả bằng phương pháp này.

Fajardo và cộng sự (2015) [79] đã dùng phương pháp EC sử dụng điện cực

Zn, pH nước thải 3,2; mật độ dòng điện 250 A/m2, khoảng cách giữa 2 điện cực là

1,0 cm, bổ sung 1,5 g/l dung dịch NaCl để nghiên cứu loại bỏ các hợp chất phenol

khỏi nước thải. Kết quả nghiên cứu cho thấy 84,2% các hợp chất phenol và 40,3%

COD có thể loại bỏ ra khỏi nước thải, mức độ tiêu thụ năng lượng cho việc xử lý là

khoảng 24 kWh/m3.

Un và cộng sự (2013) [80] đã dùng phương pháp EC với điện cực nhôm, sắt

nghiên cứu loại bỏ các ion F- trong nước thải. Nghiên cứu cho thấy khả năng loại bỏ

F- bằng điện cực Fe thấp hơn điện cực Al do có sự tạo thành phức AlnFm(OH)(3n-m).

Khi tăng mật độ dòng điện khả năng xử lý F- tăng, với pH giữ ở khoảng 6 khi bổ

sung Na2SO4 thì độ dẫn điện của dung dịch tăng nhưng lại làm giảm hiệu suất xử lý

F-. Chỉ cần thời gian xử lý 5 phút có thể loại bỏ F- khỏi nước để đạt tiêu chuẩn dưới

1,2 mg/l và năng lượng tiêu thụ tương đối thấp.

Keo tụ điện hóa cũng tỏ ra hiệu quả trong xử lý NRR. Trong luận án tìm

được 7 công trình xử lý NRR theo phương pháp này.

Các nghiên cứu ở Việt Nam ứng dụng EC trong xử lý nước thải

Các nghiên cứu EC trong xử lý nước thải ở Việt Nam vẫn chưa phổ biến.

Dưới đây là một số công trình nghiên cứu về lĩnh vực này.

Luận án tiến sỹ của Hồ Văn Khánh (1999) [96] “Xử lý một số chất màu hữu

cơ trong nước thải nhuộm bằng nhôm hòa tan anot”, tác giả đã nghiên cứu một số

đặc tính hóa lý của keo nhôm được tạo ra bằng phương pháp điện phân. Cơ chế hình

thành keo, cấu tạo hạt keo, bản chất, kích thước của keo nhôm điện phân; nghiên

cứu khả năng keo tụ của keo nhôm điện phân với một số chất màu hữu cơ, các yếu tố

ảnh hưởng đến quá trình EC: Chế độ điện phân, thành phần dung dịch, khuấy trộn.

Trên cơ sở các kết quả đạt được, tác giả tìm hiểu đặc điểm quá trình EC các chất màu

28

hữu cơ trong dung dịch điện phân; Đánh giá khả năng ứng dụng của EC trong thực tế

ở Việt Nam. Đây là công trình đầu tiên ở Việt Nam nghiên cứu các tính chất hóa lý

của keo nhôm được tạo ra bằng nhôm hòa tan anot; nghiên cứu khả năng keo tụ của

nhôm điện phân với các chất màu hữu cơ và nhiều hệ nước thải dệt nhuộm trong thực

tế.

Luận án tiến sỹ của Bùi Thị Tuyết Loan (2013) [97], Đại học Bách khoa Hà

Nội “Nghiên cứu xử lý nước thải công nghiệp in”, tác giả đã nghiên cứu xử lý nước

thải in offset bằng phương pháp EC với điện cực Ferosilic/Al, Al/Al và Ferosilic/Fe.

Nghiên cứu cho thấy ở điều kiện: pH đầu vào = 7, mật độ dòng 10,8 A/dm2, thời

gian xử lý 25 phút thì hiệu suất xử lý màu và COD tương ứng là 95,3%; 72,5% và

với điện cực Ferosilic/Fe cho hiệu suất xử lý cao nhất, ít sinh ra bùn thải.

Võ Anh Khuê (2014) [98], Đại học Đà Nẵng với công trình “Nghiên cứu

phương pháp EC kết hợp với vi điện phân để xử lý các ion kim loại nặng và florua

trong nước thải” đã sử dụng phương pháp EC với điện cực anot Al kết hợp với quá

trình vi điện phân trên bề mặt các hạt Fe-C để xử lý các ion kim loại nặng như Pb2+,

Zn2+, Cu2+ và ion F- trong nước thải. Kết quả đã chỉ ra điều kiện tối ưu cho quá trình xử

lý này là: pH = 5, thời gian xử lý 30 phút, khối lượng hạt Fe-C là 60 g, kích thước hạt

Fe-C là 20 - 27 mesh, điện áp 5 V, nước thải sau xử lý có dư lượng nồng độ các ion

Pb2+, Zn2+, Cu2+ và F- lần lượt là 0,118; 0,369; 0,112 và 2,986 mg/l, đạt tiêu chuẩn nước

thải công nghiệp TCVN 5945:2005 cột B đối với Pb2+ và cột A đối với các ion còn lại.

Nguyễn Thị Hường (2015) [99], Đại học Đà Nẵng với công trình “Nghiên

cứu xử lý nước thải thủy sản bằng phương pháp EC”, đã nghiên cứu các thông số

ảnh hưởng đến hiệu quả tách loại COD như mật độ dòng điện, pH dung dịch xử lý,

tốc độ khuấy trộn đã được khảo sát. Kết quả nghiên cứu cho thấy, ở mật độ dòng 1

mA/cm2 hiệu suất tách loại COD là cao nhất trên 80%; pH = 7 là tối ưu cho việc

đảm bảo sự ổn định của hệ keo, đạt hiệu suất tách COD cao; nhiệt độ từ 30 – 40oC

và thực hiện bơm lọc tuần hoàn nước thải đã cải thiện hiệu quả xử lý.

Một số những nghiên cứu về phương pháp EC ứng dụng trong xử lý nước

thải ở một số luận văn, khóa luận tốt nghiệp của học viên và sinh viên.

Như vậy ở Việt Nam bắt đầu từ năm 1999 đã có nghiên cứu đầu tiên về EC

trong xử lý nước thải. Đến thời điểm hiện tại số nghiên cứu ứng dụng quá trình EC

29

trong xử lý nước thải còn rất ít (2 luận án tiến sỹ và 3 công trình nghiên cứu, trong

đó có 1 công trình ứng dụng quá trình EC trong xử lý NRR). Các nghiên cứu tập

trung vào xử lý COD, kim loại nặng, chất màu hữu cơ của một số loại nước thải

như: dệt nhuộm, thủy sản, công nghiệp in… Cần phải có thêm những nghiên cứu

ứng dụng quá trình EC cho xử lý các loại nước thải khác và đặc biệt với NRR là đối

tượng phức tạp khó xử lý.

1.3. Tổng quan về lọc sinh học

1.3.1. Cơ chế của quá trình lọc sinh học

BF là kỹ thuật sử dụng màng vi sinh hình thành trên một chất mang dạng rắn.

Chất mang có thể có vị trí cố định trong một thiết bị phản ứng và dòng chất lỏng tạo

thành màng mỏng chảy trên bề mặt lớp màng vi sinh trong kỹ thuật lọc nhỏ giọt;

màng vi sinh tiếp xúc gián đoạn luân phiên với pha khí và lỏng thông qua biện pháp

gắn với một trục quay như trong đĩa quay sinh học; chất mang có vị trí cố định trong

một tầng ngập trong nước và nước chứa tạp chất chảy qua tầng vật liệu trong cột BF

[100].

Chất mang không đóng vai trò gì trong quá trình chuyển khối hay phản ứng

của hệ mà nó chỉ là giá thể để cố định vi sinh còn màng sinh học mới là đối tượng

tiếp xúc với quá trình thủy lực.

Trong màng sinh học xảy ra hai quá trình: cung cấp nguyên liệu cho phản

ứng hóa học do quá trình khuyếch tán và tiêu thụ nguyên liệu do phản ứng của vi

sinh vật. Vì vậy, quá trình khuyếch tán chất ô nhiễm tới màng sinh học có vai trò

quan trọng. Khi lượng chất ô nhiễm (nguyên liệu) đầy đủ thì tốc độ phản ứng không

phụ thuộc vào quá trình khuyếch tán. Khi lượng chất ô nhiễm (nguyên liệu) không

đáp ứng đủ thì quá trình khuyếch tán quyết định đến hiệu suất xử lý của màng sinh học.

Quá trình động học trong cột BF [101]

Hệ BF sử dụng màng vi sinh luôn tồn tại đồng thời nhiều quá trình động học và

động lực: cơ chất được đưa từ ngoài vào cột do dòng chảy (đối lưu), khuyếch tán của

cơ chất qua màng thủy lực, khuyếch tán và phản ứng hóa học trong màng vi sinh vật.

Tất cả các quá trình trên xảy ra nối tiếp nhau và đều có ảnh hưởng đến tốc độ xử lý.

Tuy nhiên giai đoạn có tốc độ chậm nhất sẽ khống chế toàn bộ quá trình xử lý sinh học.

30

Khi phân tích một quá trình liên quan đến màng vi sinh cần phải tiến hành

hai bước sau:

- Xác định yếu tố oxy hoặc cơ chất có vai trò kiểm soát quá trình phản ứng.

- Xác định mức độ sử dụng của màng VSV hoặc phần màng (tính theo độ sâu)

được sử dụng. Yếu tố này rất quan trọng, ảnh hưởng tới bậc của phản ứng hóa học.

Trong trường hợp màng vi sinh rất mỏng, khi đó nồng độ của các chất tham

gia phản ứng có nồng độ không khác nhau trong suốt chiều dày của lớp màng, có

giá trị ngang bằng với nồng độ của chúng ở cuối lớp màng thủy lực, khi đó tốc độ

phản ứng bị khống chế bởi quá trình khuyếch tán qua màng thủy lực. Khi nồng độ

của các chất tham gia phản ứng tại mọi điểm trong màng vi sinh nhỏ hơn nhiều so

với hệ số bán bão hòa thì phản ứng xảy ra theo bậc 1 và khi lớn hơn thì xảy ra phản

ứng bậc 0 (phương trình Monod).

Trường hợp lọc ngập nước với tầng cố định có thể được xem là gần với trạng

thái dòng đẩy lý tưởng, phương trình thăng bằng chất được thiết lập trên cơ sở:

Mv – Mp = Mr (1.14)

Trong đó: Mv - lượng cơ chất đầu vào;

Mp – lượng mất do phản ứng;

Mr - lượng cơ chất tại đầu ra.

Phương trình toán học mô tả tương ứng:

Q

A.v

x

Si

(1.15)

Trong đó: S - Nồng độ cơ chất trong cột;

Q - Lưu lượng nước chảy qua cột;

A - Tiết diện của cột;

vi - Tốc độ phản ứng của cột lọc tính theo thể tích.

Phương trình (1.15) cũng có thể viết theo dạng không có đơn vị bằng cách

đưa các biến số (x và S) về biến số khác theo một tỷ số nhất định. Ví dụ thay vì

nồng độ S trong cột sử dụng tỷ số S/S1 (S1 là nồng độ đầu vào, có giá trị xác định): s

= S/S1, X = x/H, H.A = V, = V/Q với H: chiều cao của tầng lọc, V: thể tích tầng

lọc, : thời gian lưu thủy lực.

Viết (1.15) theo các biến mới:

31

.

S

v

X

s

1

i (1.16)

Thay vi với các bậc phản ứng khác nhau sẽ nhận được s tương ứng:

Phản ứng bậc không:

.

S

k

X

s

1

o (1.17)

X..S

k1s

1

o (1.18)

X..S

ks1

S

SSE

1

o

1

1

(1.19)

Phản ứng bậc 0,5:

5,05,0

5,0

1

5,0s.

S

k

X

s

(1.20)

2

5,0

5,0 X..S

k

2

11s

(1.21)

E = 1-

2

5,0

5,0 X..S

k

2

11

(1.22)

Phản ứng bậc một:

S.kX

S1

(1.23)

X..k1eS

(1.24)

Trong đó E là hiệu suất xử lý.

Các mối tương quan trên thể hiện sự ràng buộc giữa hiệu quả xử lý E với

thời gian lưu thủy lực , phụ thuộc vào bậc của phản ứng và nồng độ cơ chất đầu

vào. Trong một thiết bị sử dụng màng vi sinh, phản ứng hóa học trong đó có thể xảy

ra theo một bậc duy nhất nhưng cũng có trường hợp xảy ra đồng thời phản ứng với

các bậc khác nhau trong lớp màng vi sinh vật. Ví dụ ở gần vùng đầu vào của cột lọc,

nồng độ của cơ chất còn đủ lớn tạo điều kiện cho khuyếch tán xảy ra thuận lợi nên

phản ứng xảy ra tại vùng đó theo bậc 0. Vùng phía dưới xa so với phía đầu vào,

nồng độ cơ chất đã giảm, quá trình khuyếch tán chậm lại, mức độ hoạt động của

32

màng vi sinh giảm theo, khi đó cơ chế phản ứng chuyển về bậc 0,5. Sát cuối cột lọc nồng

độ giảm tới mức cơ chế phản ứng có thể chuyển thành bậc 1 trong màng vi sinh.

Quá trình xảy ra trong thực tế phức tạp hơn nhiều so với hình ảnh được xây

dựng trong các mô hình khác nhau với sự tham gia đồng thời của nhiều chủng loại

vi sinh có chức năng khác nhau và nhiều loại hợp chất tham gia phản ứng cũng như

sản phẩm tạo thành từ phản ứng:

Chất hữu cơ + VSV hiếu khí → H2O + CO2 + sinh khối mới (1.25)

Tổng quát

- Oxi hóa các chất hữu cơ

CxHyOz + (x + y/4 – z/2)O2 → xCO2 + y/2H2O (1.26)

Tổng hợp sinh khối tế bào

n(CxHyOz) + nNH3 + n(x+y/4–z/2–5)O2 → (C5H7NO2)n + n(x-5)CO2 +

n(y-4)/2H2O (1.27)

- Tự oxi hóa vật liệu tế bào (phân hủy nội bào)

(C5H7NO2)n + 5nO2 → 5nCO2 + 2nH2O + nNH3 (1.28)

1.3.2. Cơ sở lí thuyết của các quá trình sinh học xử lý nitơ trong nước thải

Xử lý nitơ trong nước thải thường được điễn ra qua hai giai đoạn. Giai đoạn

1 là quá trình chuyển hóa amoni thành nitrat (nitrat hóa). Giai đoạn thứ 2 là quá

trình khử nitrat thành nitơ bay lên (khử nitrat).

1.3.2.1. Quá trình nitrat hóa

Cơ chế

Quá trình chuyển hóa về mặt hóa học với sự tham gia của VSV như sau:

NH4+ + 3/2O2

Nitrosomonas NO2- + 2H+ + H2O (1.29)

NO2- + 1/2O2

Nitrobacter NO3- (1.30)

Phương trình tổng:

NH4+ + 2O2

SV V NO3- + 2H+ + H2O (1.31)

Như vậy, 1 mol N-NH4+ tiêu thụ 2 mol O2 hay 1 gam N-NH4

+ tiêu thụ 4,57

gam O2, 1 mol N-NH4+ tạo thành 1 mol N-NO3

-, 1 mol N-NH4+ tạo thành 2 mol H+.

Lượng H+ tạo ra phản ứng với độ kiềm HCO3-, như vậy 1gam N-NH4

+ tiêu thụ 7,14

gam độ kiềm (quy về CaCO3).

33

Vậy ta có phương trình

1,02NH4+ + 1,89O2 + 2,02HCO3

- SV V 0,021C5H7O2N + 1,00NO3

-

+1,92H2CO3+ 1,06H2O (1.32)

Như vậy, 1 gam NH4+-N tiêu thụ 4,3 gam O2, 1 gam NH4

+-N tiêu thụ 7,2

gam độ kiềm (quy về CaCO3).

Từ (1.32) thấy, để VSV thực hiện quá trình nitrat hóa thì điều kiện cần thiết

là phải đảm bảo môi trường kiềm.

VSV trong quá trình này là vi khuẩn hiếu khí tự dưỡng sinh trưởng bằng con

đường chính là oxi hóa cacbon vô cơ (HCO3-) và nitơ vô cơ tiêu thụ mạnh oxy có 2

nhóm là Nitrosomonas và Nitrobacter. Nitrosomonas oxy hóa NH4+ → NO2

-, còn

Nitrobacter oxi hóa NO2- → NO3

-. Đây là nhóm VSV hiếu khí bị ảnh hưởng rất lớn

bởi các điều kiện môi trường như: lượng oxy hòa tan, pH và nhiệt độ...

1.3.2.2. Quá trình khử nitrat hóa

Cơ chế

Khử nitrat diễn ra theo quá trình sau:

NO3- → NO2

- → N2 (k) (1.33)

6NO3- + 5CH3OH

SV V 3N2 + 5CO2 + 7H2O + 6OH- (1.34)

8NO3- + 5CH3COOH

SV V 4N2 + 10CO2 + 6H2O + 8OH- (1.35)

8NO3- + 5CH4

SV V 4N2+ 5CO2 + 6H2O + 8OH- (1.36)

10NO3- + C10 H19O3N

SV V 5N2 + 10CO2 + 3H2O + NH3+ 10OH- (1.37)

Ghi chú: C10H19O3N là công thức trung bình của nước thải sinh hoạt.

OH- tác dụng với CO2 tạo độ kiềm bicacbonat:

OH- + CO2 → HCO3- (1.38)

Tổng hợp ta có:

NO3-+ 1,08CH3OH +0,24H2CO3

SV V 0.056C5H7NO2 +0,47N2 +

1,68H2O + HCO3- (1.39)

Cứ 1 mg/l NO3- bị khử thì sinh ra 3,57 mg/l độ kiềm. Nếu trong hệ có NH3

thì lượng kiềm sinh ra sẽ ít hơn.

34

Đây là quá trình thiếu khí dùng oxy từ nitrat nên gọi là anoxic. VSV trong

quá trình này là vi khuẩn dị dưỡng cần nguồn cacbon hữu cơ để tạo nên sinh khối

mới. Có khoảng 14 nhóm phổ biến là: Pseudomonas stutzeri, Bacillius denitrificans,

Achrommobacter, Microcous denitrificans, Thiobacilus, Spirilum và Paracocus,... Quá

trình sinh trưởng của nhóm vi khuẩn này cần nguồn cơ chất cho điện tử là chất hữu cơ

ở dạng chủ yếu là các bon hữu cơ, lưu huỳnh và hydro. Khi có chất cho điện tử thì

NO3- nhận điện tử và bị khử thành N2.

Ảnh hưởng của DO đến quá trình khử nitrat

Qúa trình khử nitrat xảy ra khi nồng độ oxy trong bể BF thấp và nitrat trở

thành nguồn cung cấp oxy duy nhất cho VSV. Qúa trình này xảy ra trong điều kiện

kỵ khí, khi nồng độ DO nhỏ hơn 0,5 mg/l, nồng độ lý tưởng nhất là dưới 0,2 mg/L.

Khi DO giảm hiệu suất khử nitrat tăng. Rất nhiều các nhà khoa học cũng đã chứng

minh được rằng môi trường tốt nhất cho quá trình khử nitrat là không có oxy và họ

cũng đã tìm ra rằng nồng độ DO > 0 mg/l sẽ ức chế quá trình phát triển của VSV

khử nitrat.

Ngoài ra quá trình xử lý nitơ của hệ BF cũng có thể diễn ra theo cơ chế nửa

phản ứng [102]. Sau khi tạo nitrit ở phảng ứng (1.29) thì nitrit được khử luôn theo

phương trình (1.40) mà không thông qua gia đoạn tạo nitrat.

6NO2- + 3CH3OH + 3CO2 → 3N2 + 3H2O + 6HCO- (1.40)

Hiện nay, các nghiên cứu và ứng dụng công nghệ BF yếm khí – thiếu khí –

hiếu khí (AAO) để xử lý COD, amoni và T-N tương đối nhiều [103, 104].

Phương pháp BF thiếu khí - hiếu khí

Mỹ là quốc gia đầu tiên sử dụng phương pháp BF năm 1891, sau đó là Anh

năm 1893. Hiện tại BF phát triển theo hai hướng: BF vật liệu ngập nước và BF vật

liệu không ngập nước. Mỗi loại lại thích hợp cho việc xử lý các loại nước thải khác

nhau. Nitơ, BOD, TSS có hàm lượng thấp được xử lý tốt bới BF tiếp xúc không

ngập nước với ưu điểm tiêu hao năng lượng thấp, nhưng nhược điểm là không ổn

định dễ tắc nghẽn. BF lại tỏ ra hiệu quả cho quá trình xử lý chất hữu cơ và chất dinh

dưỡng và TSS. BF ngập nước là phương pháp thích hợp cho quá trình xử lý nitơ.

Cơ chế BF ngập nước

35

BF ngập nước dựa trên nguyên lý VSV trên màng sinh học, oxy hóa các chất

bẩn có trong nước. Trên màng sinh học có các VSV hiếu khí, thiếu khí và kỵ khí.

VSV hiếu khí tập trung ở lớp ngoài của màng. Màng BF thường có độ dày khoảng

từ 0,1 - 0,4 mm. Các chất hữu cơ trong nước thải sẽ bị oxi hóa bởi nhóm VSV hiếu

khí sau đó bị phân hủy sâu hơn trong màng bởi VSV thiếu khí và kỵ khí. Khi nguồn

cơ chất trong nước giảm VSV trên màng chuyển sang hô hấp nội bào giảm độ kết

dính và màng bị vỡ ra cuốn theo nước. BF ngập nước cũng hiệu quả cho việc xử lý

TSS vì lớp vật liệu lọc có khả năng giữ lại cặn lơ lửng.

Trong bể BF ngập nước có đồng thời hai quá trình xử lý chất ô nhiễm bằng

bùn hoạt tính (sinh trưởng lơ lửng) và quá trình sinh trưởng bám dính với VSV cố

định trên giá thể. Để tăng diện tích của màng BF người ta thường chọn những loại

vật liệu mang có diện tích bề mặt lớn để VSV bám lên. Vật liệu mang cũng có hai

loại là đặt cố định và lơ lửng. Mỗi loại vật liệu mang và cách đặt trong hệ có những

ưu nhược điểm khác nhau tùy vào mục đích của quá trình xử lý chất ô nhiễm.

VSV nitrat hóa có tốc độ sinh trưởng chậm, thường áp dụng quá trình sinh

trưởng bám dính để tăng nồng độ VSV trong thiết bị.

Ở ngăn hiếu khí (cấp khí từ ngoài nhờ máy thổi khí) VSV hiếu khí oxi hóa

NH4+ → NO3

- và phân hủy các chất hữu cơ thành các chất vô cơ đơn giản… Còn

ngăn thiếu khí VSV thiếu khí khử NO3- → NO2

- → N2.

1.3.3. Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình lọc sinh học

Qúa trình BF chịu ảnh hưởng của một số các yếu tố cơ bản sau:

Lượng oxy hòa tan cung cấp

Lượng oxy hòa tan (DO) cần thiết cung cấp cho bể hiếu khí trong hệ BF.

Lượng oxy cần thiết để VSV có trong bùn hoạt tính oxy hóa các hợp chất hữu cơ.

Lượng DO ảnh hưởng trực tiếp đến khả năng phát triển của các vi khuẩn nitrat hóa

(nitrifying bacteria). Thông thường, nồng độ DO được duy trì lớn hơn hoặc bằng 2

mg/L. DO tăng khả năng xử lý COD và amoni tăng. Khi thực hiện quá trình nitrat hóa

(khả năng phát triển của các vi khuẩn này sẽ bị chậm lại một cách đáng kể nếu nồng

độ DO thấp hơn 2mg/l). Chen và cộng sự (2002) [105] đã nghiên cứu được rằng

lượng DO cần thiết cung cấp cho hệ vi sinh cố định trên giá thể cần nhiều hơn hệ bùn

lơ lửng. Nguyên nhân do trong hệ VSV bám dính cần một lượng lớn hơn để duy trì

36

khí tuần hoàn trong bể. Tuy nhiên, tỷ lệ nitrat hóa sẽ tăng khi tăng lượng DO.

Kermani và các cộng sự (2009) [106] đã chứng minh rằng: tỷ lệ này tuyến tính với

nồng độ oxy, ngay cả khi nồng độ này trên 10 mg/l. Tuy nhiên theo Peng và các cộng

sự (2004) [107], hiệu suất xử lý không được cải thiện nhiều nếu như nồng độ này

vượt quá 4mg/l. Nguyên nhân là khi lực sục khí quá lớn sẽ làm tách rời các giá thể.

Nhiệt độ

Một số nghiên cứu đã tiến hành nghiên cứu ảnh hưởng của nhiệt độ đến hiệu

suất của quá trình BF. Tuy nhiên, thường có sự nhầm lẫn do thay đổi của nhiệt độ

nước thường diễn ra khi thay đổi chất lượng nước và thay đổi mùa trong năm (mùa

đông và mùa hè) [108]. Phần lớn các nhà khoa học đã chứng minh được rằng: hiệu

suất xử lý của quá trình BF đối với quá trình phân hủy sinh học của các hợp chất

hữu cơ bị giảm khi tiến hành ở điều kiện nhiệt độ thấp [109]. Theo các nghiên cứu

của Emelko, Melin (2006) [110, 111] tại các điều kiện nhiệt độ thấp, sẽ ức chế quá

trình sinh trưởng và hoạt động của VSV do đó hiệu suất xử lý các chất ô nhiễm

trong nước thải như; các hợp chất hữu cơ, nitơ sẽ bị giảm. Tuy nhiên các nhà khoa học

này cũng đồng thời chỉ ra được giới hạn ảnh hưởng đến hiệu suất quá trình lọc sinh học tại

các điều kiện nhiệt độ thấp.

Trong một nghiên cứu về xử lý nước và nước thải bằng phương pháp BF,

Saravanamuth Vigneswaran và cộng sự (2003) [112] đã chỉ ra rằng: VSV có khả

năng thích ứng trong khoảng 10oC đến 20oC và đạt xấp xỉ 100% tại nhiệt độ 30oC.

pH và độ kiềm

Các VSV trong hệ BF thường rất nhạy cảm với nhiệt độ và độ pH. Akpor và

các cộng sự (2008) [113] đã chứng minh được rằng để duy trì được sự sống cho các

VSV pH của nước thải cần được giữ trong khoảng 6 - 9. Xác định độ pH là vô cùng

quan trọng bởi các vi sinh vật đồng hóa nitơ và các chất hữu cơ chỉ sinh trưởng

trong một khảng pH hẹp 6 - 9. Mặt khác, pH tối ưu để đồng hóa nitơ là 7,2 - 8,6

[114]. Vì vậy, để các chất dinh dưỡng phân hủy sinh học được loại bỏ tối ưu nhất,

môi trường sống cần đạt giá trị pH tối ưu.

Độ kiềm của nước thải cũng là một trong những đặc tính quan trọng của

nước thải ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý của phương pháp BF. Độ kiềm thích hợp

cần thiết để loại bỏ các hợp chất ô nhiễm một cách hoàn toàn. Hơn thế nữa, độ kiềm

37

cung cấp một môi trường đệm để đảm bảo rằng độ pH của nước không bị thay đổi

khi các sản phẩm axit của quá trình xử lý chất ô nhiễm tạo ra. Do đó, độ kiềm có

ảnh hưởng trực tiếp đến khả năng nitơ hóa và độ pH của môi trường.

Tỷ lệ C/N

Quá trình BF thường được sử dụng để loại bỏ các hợp chất ô nhiễm hữu cơ

và nitơ trong nước thải [115]. Tỷ lệ C/N trong nước thải quyết định sự có mặt của

các VSV dị dưỡng và VSV tự dưỡng trong hệ thống lọc sinh học [116-118]. Biết về

tỷ lệ C/N để xử lý nitơ trong nước thải là việc quan trọng để tối ưu hiệu suất xử lý

của bể lọc sinh hoc. Tuy nhiên, trong quá trình xử lý loại bỏ SS có thể làm giảm các

thành phần hữu cơ từ đó làm tỷ lệ C/N trong nước thải giảm. Durmaz và cộng sự

(2011) [119] đã chứng mình rằng tỷ lệ C/N có ảnh hưởng đáng kể đến tính chất vậy

lý và hóa học của bùn. Khi tỷ lệ này tăng từ 9 - 21 sẽ có được loại bùn có chất

lượng tốt hơn. Theo một nghiên cứu khác của Fatihah (2004) [120], tỷ lệ C/N là

24/1 cho hiệu suất xử lý nitơ tốt nhất do tại nồng độ thấp hạn chế nguồn cacbon dẫn

tới hiệu quả loại bỏ TOC cao.

Thành phần VSV

VSV là đối tượng quan trọng nhất trong công nghệ xử lý nước thải. Trên

thực tế các chủng VSV khác nhau có mặt trong bùn thải đóng vai trò loại bỏ chất ô

nhiễm khác nhau. Cụ thể: quá trình nitrat hóa trong bể BF thường được thực hiện

bởi các nhóm VSV tự dưỡng. Nhóm vi khuẩn chuyển hóa amoni thành nitrit gồm

các chủng sau: Nitrosomonas, Nitrosococcus, Nitrosospira, Nitrosolobus, và

Nitrosovibrio. Chúng lấy năng lượng bằng cách ion hóa amoni thành nitrit. Bên

cạnh đó, các vi khuẩn Nitrobacter, Nitrococcus, Nitrospira và Nitrospina có khả năng

oxi hóa nitrit thành nitrat. Quá trình khử nitrat lại cần tới nhóm VSV dị dưỡng…

Tải lượng chất ô nhiễm

Tải lượng chất ô nhiễm có ảnh hưởng lớn đến hiệu suất của phương pháp BF.

Lượng chất ô nhiễm của nước thải đầu vào tăng lên khi tốc độ dòng chảy tăng, tại

đó lượng chất ô nhiễm mà VSV cần xử lý nhiều hơn. Khi tải lượng chất ô nhiễm

tăng thì hiệu suất xử lý COD, nitơ giảm. Bên cạnh đó: tải lượng chất ô nhiễm cũng

ảnh hưởng đến tăng trưởng sinh khối theo nghiên cứu của Wijeyekoon và các cộng

38

sự (2004) [121]. Cụ thể: cấu trúc VSV bên trong chịu ảnh hưởng khi ORL tăng, làm

tăng nồng độ bùn bên trong kết quả là độ xốp của màng vi sinh bị giảm.

Vật liệu lọc

Hiệu quả kinh tế của quá trình vận hành của phương pháp BF phụ thuộc vào

tính chất của vật liệu lọc [112]. Trong quá trình lựa chọn vật liệu lọc cần chú ý đến

nguồn gốc và mục tiêu loại bỏ loại chất ô nhiễm nào. Để xử lý nước thải, lựa chọn

tốt nhất của vật liệu lọc là: các vật liệu tổng hợp có độ xốp cao và có diện tích bề

mặt riêng lớn.

Các loại vật liệu cần đáp ứng được các yêu cầu sau:

- Bề mặt thích hợp để sinh khối sinh trưởng và phát triển;

- Bề mặt đủ rộng để sinh khối phát triển;

- Kết cấu bề mặt tốt để giữ sinh khối.

1.3.4. Tình hình nghiên cứu và ứng dụng phương pháp lọc sinh học trong xử lý môi

trường

BF là quá trình xử lý sinh học xảy ra khi dòng nước ô nhiễm đi qua các giá

thể xốp trên đó có cố định các vi khuẩn có khả năng xử lý các chất ô nhiễm. BF có

khả năng xử lý các chất lơ lửng, các chất ô nhiễm hữu cơ và vô cơ hòa tan. Phương

pháp này có nhiều ưu điểm hơn các quá trình sinh học truyền thống là: chiếm ít diện

tích không gian để lắp đặt, có thể thích nghi tốt với sự thay đổi tải trọng và nhiệt độ,

không cần modun tách dòng/sinh khối ở trước hệ thống xử lý, chống chịu được với

các hợp chất dị sinh, giá thành vận hành xử lý hợp lý,… Do tính chất xốp của giá

thể nên mật độ sinh khối trên giá thể rất cao, do dó khả năng xử lý mạnh. Giá thể có

thể là vật liệu vô cơ, tổng hợp, chất dẻo. Hệ thống BF có thể là hiếu khí hoặc kị khí,

chế độ dòng chảy có thể là xuôi dòng hoặc ngược dòng.

Với những ưu điểm trên, nên BF đang rất được quan tâm, do đó trên thế giới

và ở Việt Nam hiện có rất nhiều các công trình nghiên cứu, ứng dụng BF trong xử

lý nước thải, dưới đây là một số công trình điển hình:

Trên thế giới

Reungoat cùng các cộng sự (2012) [122] nghiên cứu xử lí các hóa chất hữu

cơ ở dạng vết (TrOCs) trong ba nhà máy bằng cách sử dụng ozon hóa tiếp theo lọc

sinh học bằng than hoạt tính (BAC). Sự kết hợp của ozon hóa và lọc BAC có thể

http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0043135411007561

39

loại bỏ được 50% đối với DOC và hơn 90% một loạt các TrOCs cũng như giảm

70% độc tính không đặc hiệu và hơn 95% của estrogenicity. Vì thế sự kết hợp các

quá trình này được đề xuất như một giải pháp hữu hiệu để hạn chế sự xả thải TrOCs

ra môi trường hoặc hạn chế sự hiện diện của TrOCs trong tái sử dụng nước.

Munz cùng các cộng sự (2007) [123] đã nghiên cứu bổ sung bột than hoạt

tính (PAC) vào màng sinh học (MBR) để xử lí nước thải. Các kết quả tham khảo tại

nhà máy thí điểm kéo dài trong khoảng thời gian 594 ngày: 380 ngày không PAC,

123 ngày với nồng độ PAC là 1,5 g/l và 91 ngày với nồng độ PAC 3 g/l. Thời gian

lưu bùn và thời gian lưu thủy lực được duy trì tương ứng từ 30 đến 90 ngày và 50

giờ đến 100 giờ. Những cải tiến trong xử lý COD được tìm thấy là thấp, nhưng

không phải không đáng kể, và lớn hơn hiệu suất hấp phụ riêng của PAC.

Afzal cùng nhóm cộng sự (2008) [124] đã kết hợp phương pháp keo tụ và lọc

sinh học để xử lý nước thải từ một nhà máy giấy và bia. Hệ thống kết hợp bể phản

ứng sinh học theo mẻ (FBR) với bể keo tụ và lọc cát (SF) có thể làm cho COD giảm

93% và BOD giảm 96,5%. Hệ thống xử lý kết hợp bể phản ứng sinh học liên tục

(SBR) với bể keo tụ và lọc cát cũng làm BOD giảm 92% và COD giảm 90%. Kết

quả cũng cho thấy nước thải chưa qua xử lý có chứa chất độc hại, trong khi đó nước

thải được xử lý theo một trong hai quá trình trên khi tiếp xúc với những con cá

trong 72 giờ không gây độc tính cho cá. Do đó nước thải được xử lý bằng hệ thống

lọc FBR - keo tụ - lọc cát đáp ứng tiêu chuẩn chất lượng Môi trường Quốc gia

(NEQS) của Pakistan và nước sau xử lý có thể được thải ra môi trường mà không

gây ô nhiễm.

Jing và cộng sự (2015) [125] đã nghiên cứu một hệ thống kết hợp BF 2 tầng

và đầm nhân tạo. Hệ thống BF bao gồm các hạt gốm giàu cacbon, xen kẽ quá trình

nitrat hóa và khử nitơ có thể loại bỏ tổng nitơ khá hiệu quả. Các đầm nhân tạo được

thiết kế ở chế độ dòng chảy thấp hơn bề mặt 0,15 m, chứa đầy các hạt gốm giàu

canxi để cải thiện mạnh khả năng loại bỏ phốt pho, COD, TN, amoni và tổng phốt

pho trong nước thải cuối cùng tương ứng là 30, 15, 5 và 0,5 mg/l. Tỷ lệ loại bỏ phốt

pho trung bình trong các đầm nhân tạo đạt 158,9 g/m2 năm. Sau một năm hoạt động,

hàm lượng canxi trên bề mặt của các hạt trong đầm nhân tạo giảm rõ ràng, trong khi

hàm lượng photpho tăng lên rất nhiều.




40

Yang và cộng sự (2015) [126] đã nghiên cứu ảnh hưởng của loại giá thể gốm

mới kết hợp lọc sinh học kỵ khí-hiếu khí để xử lý nước thải chứa tetracycline ở

nhiệt độ thấp. Hai loại giá thể gốm mới được tổng hợp từ bùn, xỉ than đá và rơm.

Do cấu trúc xốp và bề mặt gồ ghề của giá thể đã rút ngắn thời gian khởi động của bể

BF kỵ khí và bể BF hiếu khí dòng chảy ngược xuống còn 42 ngày và 10 ngày, đồng

thời so sánh với các bể phản ứng truyền thống, các hệ thống này có ưu điểm là hiệu

quả làm việc cao, tải lượng hữu cơ lớn, hiệu suất xử lý tetracyline cao ở ngay nhiệt

độ thấp, 16°C. Khi hàm lượng ban đầu của COD, amoni và tetracyline trong nước thải

lần lượt là 4000, 200 và 45 mg/l, thì chúng có thể được xử lý đến 97, 99 và 89%.

Ở Việt Nam

Ở Việt Nam, hiện nay đã có nhiều công trình nghiên cứu, ứng dụng công

nghệ sinh học để xử lý nước thải. Tuy nhiên, công nghệ BF dường như vẫn còn mới

mẻ, cho tới thời điểm này chủ yếu các là các công trình ứng dụng triển khai trong

thực tế để xử lý nước thải chứ chưa có nhiều các công trình nghiên cứu chuyên sâu

về lĩnh vực này. Dưới đây là một số nghiên cứu trong nước:

Phương pháp BF được các tác giả nghiên cứu xử lý nước thải: bệnh viện,

sinh hoạt, chăn nuôi, dệt nhuộm,… [127-132].

Nguyễn Thị Thanh Phượng và cộng sự đã nghiên cứu hệ BF hiếu khí với bốn

loại vật liệu lọc là: xơ dừa, than đá, nhựa PVC và nhựa Bio – Ball BB-15 để xử lý

nước thải tinh bột. Kết quả nghiên cứu đã chỉ ra giá thể xơ dừa có có hiệu quả tốt

nhất trong 4 loại vật liệu, hiệu quả xử lý COD lên đến 98% [133].

1.3.5. Kết hợp keo tụ điện hóa với các quá trình lọc sinh học trong xử lý môi

trường

Trên thế giới đã có các nghiên cứu kết hợp EC và BF trong xử lý nước thải,

tuy nhiên số nghiên cứu chưa nhiều. Hiện tại Việt Nam chưa có nghiên cứu kết hợp

này trong xử lý môi trường. Dưới đây là một số nghiên cứu trên thế giới:

Drogui Patrick và các cộng sự (2005) [134] áp dụng EC và BF xử lý nước

thải chăn nuôi lợn chứa nhiều chất hữu cơ và protein, các hợp chất kháng sinh, các

axit hữu cơ khó bị oxi hóa sinh học hoặc hóa học. Trong quá trình EC, hai loại điện

cực: điện cực đơn cực và điện cực lưỡng cực được sử dụng làm từ các điện cực

bằng nhôm và thép nhẹ được nghiên cứu. Hiệu quả xử lý đánh giá trên hai chỉ tiêu

41

COD và BOD. Lượng bùn thải tạo ra và năng lượng tiêu thụ. Kết quả cho thấy rằng

hiệu suất tốt nhất loại bỏ COD và BOD thu được khi sử dụng điện cực lưỡng cực

nhôm hoặc điện cực đơn cực sắt ở cường độ hiện tại của 0,5 và 2,0 A trong thời

gian 30 phút. Tỷ lệ loại bỏ COD từ 65 đến 68%, trong khi loại bỏ BOD đạt 87%.

Các điều kiện tối ưu được xác định để loại bỏ hợp chất hữu cơ, bao gồm tiêu thụ

năng lượng và xử lý bùn kim loại, với tổng chi phí chỉ 0,24 đô la và 0,29 đô la

Mỹ/m3 nước thải chăn nuôi lợn. Qua nghiên cứu thấy sử dụng điện cực Fe trong quá

trình EC kinh tế hơn keo tụ hóa học sử dụng FeCl3.

Yu và các cộng sự (2005) [135] nghiên cứu xử lý chất hữu cơ còn lại và phốt

pho chứa trong nước thải sinh hoạt bằng quá trình EC và quá trình EC kết hợp BF.

Nghiên cứu chỉ ra khi dùng điện cực lưỡng cực hiệu quả loại bỏ phốt pho tốt hơn so

với điện phân đơn cực và tiêu thụ năng lượng ít hơn. Điều kiện tối ưu của điện cực

lưỡng cực để xử lý nước thải là mật độ dòng điện 15A/m2, khoảng cách điện cực 1

cm và pH = 8. Tại các điều kiện tối ưu, hiệu suất xử lý COD và phốt pho khi chỉ

dùng EC lần lượt là 69,1 và 9,6%. Tuy nhiên, khi kết hợp EC với BF thì hiệu suất

xử lý COD và phốt pho tăng lên lần lượt là: 76,6 – 83,7% và 70,7 - 93,0%. Như vậy

khi kết hợp quá trình EC với BF hiệu suất xử lý phot pho tăng mạnh.

1.4. Tổng quan về phương pháp xử lý nước rỉ rác

Có rất nhiều phương pháp khác nhau được ứng dụng xử lý NRR trong thực

tế. Các nhóm phương pháp chủ yếu được áp dụng là: cơ học, hóa học, hóa lý và sinh học.

Một số công nghệ áp dụng xử lý NRR [4]

- Xử lý sinh học kỵ khí → xử lý sinh học hiếu khí → hồ ổn định → xả thải

ra nguồn tiếp nhận.

- Xử lý sinh học kỵ khí → xử lý sinh học hiếu khí → oxy hóa bằng hóa chất

→ hồ ổn định → xả thải ra nguồn tiếp nhận.

- Xử lý sinh học → đưa về nhà máy xử lý chung với nước thải sinh hoạt.

- Xử lý sinh học → lọc thẩm thấu ngược (RO).

- Keo tụ → lắng (hoặc tuyển nổi) → xử lý sinh học kỵ khí → xử lý sinh học

hiếu khí → hồ ổn định → xả thải ra nguồn tiếp nhận.

- Keo tụ → lắng (hoặc tuyển nổi) → xử lý sinh học kỵ khí → xử lý sinh học

hiếu khí → hấp phụ xử lý màu → hồ ổn định → xả thải ra nguồn tiếp nhận.

42

- Oxy hóa bằng hóa chất → lắng → xử lý sinh học kỵ khí → xử lý sinh học

hiếu khí → hồ ổn định → xả thải ra nguồn tiếp nhận.

- Hấp phụ bằng than hoạt tính → xử lý sinh học → xả thải ra nguồn tiếp

nhận [27, 136].

Nhìn chung công nghệ xử lý NRR gồm nhiều giai đoạn. Công nghệ sinh học

được áp dụng phổ biến ở hầu hết các phương pháp. Tiền xử lý NRR thường áp dụng

phổ biến là keo tụ, lắng... [137].

Wiszniowski và cộng sự (2006) [138] cho thấy có các phương pháp xử lý

NRR là: “phương pháp sinh học; phương pháp hóa học và vật lý. Tuy nhiên, để đáp

ứng các tiêu chuẩn chất lượng NRR sau xử lý thải vào nguồn nước mặt, thì sự kết

hợp của phương pháp hóa học, vật lý và phương pháp sinh học là bắt buộc”.

Các phương pháp hiện tại đang được áp dụng để xử lý NRR tại một số BCL

ở Việt Nam:

BCL Đá Mài (Tỉnh Thái Nguyên):

Hồ ổn định → điều chỉnh pH → xử lý sinh học hiếu khí → lắng → Fenton

→ PAC → lắng → hồ chứa → xả thải ra nguồn tiếp nhận.

BCL Kiêu Kỵ (Thành phố Hà Nội):

Hồ ổn định → keo tụ → UASB → lọc sinh học → xử lý sinh học hiếu khí →

lắng → hồ chứa → xả thải ra nguồn tiếp nhận.

BCL Nam Sơn (Thành phố Hà Nội):

Hồ ổn định → keo tụ → sục tách NH3 → xử lý sinh học kỵ khí-thiếu khí-

hiếu khí → lắng → Fenton → hồ chứa → xả thải ra nguồn tiếp nhận.

BCL Xuân Sơn (Thành phố Hà Nội):

Hồ ổn định → keo tụ (PAC) → xử lý sinh học hiếu khí → Fenton → điều

chỉnh pH → keo tụ (PAC) → xả thải ra nguồn tiếp nhận.

BCL Đông Thạnh (Thành phố Hồ Chí Minh):

Hồ ổn định → xử lý sinh học hiếu khí → keo tụ → hồ chứa (có thực vật thủy

sinh) → xả thải ra nguồn tiếp nhận.

BCL Phước Hiệp 2 (Thành phố Hồ Chí Minh):

43

Hồ ổn định → điều chỉnh pH → xử lý sinh học hiếu khí → khử nitơ → xử lý

sinh học hiếu khí (MLSS cao) → polymer + NaOH → lắng → Fenton → polymer +

NaOH → lắng → lọc cát → hồ chứa → xả thải ra nguồn tiếp nhận.

Theo trên ta thấy, phương pháp xử lý NRR của một số BCL Việt Nam chủ

yếu kết hơp: keo tụ + xử lý sinh học; xử lý sinh học + keo tụ; xử lý sinh học + oxi

hóa nâng cao.

Sục tách khí NH3 (Air stripping) là quá trình hóa lý tỏ ra tương đối hiệu quả để

xử lý NRR có hàm lượng amoni cao. Quá trình xử lý amoni được điễn ra theo cơ chế:

amoni chuyển thành NH3 sau đó sục khí để NH3 bay lên. pH và nhiệt độ của dung

dịch ảnh hưởng đến cân bằng amoniac – amoni thể hiện ở giản đồ hình 1.8 [139].

Hình 1.8. Giản đồ ảnh hưởng của pH và nhiệt độ đến cân bằng

amoniac – amoni trong dung dịch

NRR của Việt Nam có thành phần phức tạp, hàm lượng chất ô nhiễm cao cho

nên các công nghệ xử lý NRR hiện tại ở nước ta đều phải kết hợp các phương pháp

trong một hệ thống xử lý.

1.4.1. Phương pháp keo tụ điện hóa xử lý nước rỉ rác

Tỷ lệ ứng dụng phương pháp EC trong xử lý NRR là khá khiêm tốn so với

ứng dụng phương pháp EC trong xử lý các đối tượng khác, trên thế giới mới chỉ

chiếm 1,7% [140]. Chưa có nhiều công trình nghiên cứu xử lý NRR bằng EC. Dưới

đây là một số công trình nghiên cứu xử lý NRR trên thế giới và Việt Nam.

44

Thế giới

Các nghiên cứu xử lý NRR bằng phương pháp EC được tổng hợp trong bảng 1.5.

Hiện tại trên thế giới chưa có nhiều nghiên cứu chỉ sử dụng EC trong xử lý NRR.

Các nghiên cứu chỉ tập trung vào hai loại điện cực là nhôm và sắt. Hiệu suất xử lý: COD

khoảng từ 21,3 – 70%, TSS và độ màu < 65%, amoni < 38,6%.

Việt Nam

Thời điểm hiện tại ở Việt Nam mới chỉ có một công trình của Nguyễn Xuân Hoàng

nghiên cứu tiền xử lý NRR bằng EC kết hợp Fenton-Ozon, chưa có công trình nghiên cứu

đầy đủ, toàn diện về quá trình EC trong xử lý NRR, đây cũng là hướng mới để đề tài khai

thác.

Bảng 1.5. Nghiên cứu xử lý NRR bằng phương pháp EC

với các điện cực khác nhau

T

T

Điện

cực

Mật độ

dòng điện

(mA/cm2)

Khoản

g cách

điện

cực

(cm)

pH

Thời

gian

(phút)

Hiệu

suất xử

lý

COD

(%)

Hiệu

suất xử

lý

NH4+

(%)

Hiệu

suất

xử lý

TN

(%)

Hiệu

suất

xử lý

màu

(%)

Hiệu

suất

xử lý

TSS

(%)

Nguồn

1 Fe – Fe 30 0,9 6,54 180 65,85 - - - - [63]

2

Fe – Fe 2,98 1 6,5 30

32,7 24,8 - - -

[37] Al – Al 21,3 20,8 - - -

Fe – Fe

4,96 1 6,7 –

7,5 90

49,8 38,6 - - -

Al – Al 32,7 - - - -

3 Al – Al 15,9 1,6 7,0 30 45,0 - - 60 - [62]

4 Fe – Fe

63,1 6,5 8,2 30 35,0 11 - - -

[36] Al – Al 56,0 14 - - -

5

Fe – Fe

50,0 2,8 7,6 –

8,9 30

68,0 - 15 28 16

[35] Al – Al 70,0 - 24,0 56 60

6 Al – Al 9,5 2 - 135 56,0 0,0 - - - [61]

7 Fe - Fe - 1,5 5,8 35 53,5 - - 65 - [21]

45

Nguyễn Xuân Hoàng và cộng sự (2017) [22] nghiên cứu kết hợp EC với

Fenton-Ozon tiền xử lý NRR. Kết quả nghiên cứu quá trình EC (mật độ dòng điện

A = 0,522 A/m2; góc nghiêng 45o, thời gian lưu 1,66 giờ) được áp dụng với hiệu

suất xử lý các thành phần ô nhiễm độ đục, màu, COD, SS, BOD5, TP, Fe, Cr6+,

TKN tương ứng là 58,16; 65,73; 55,1; 71,92; 33,04; 68,42; 55,16; 76,13; 11,9%.

Sau đó, NRR tiếp tục được xử lý bằng quá trình Fenton-Ozon (pH = 3, thời gian lưu

70 phút và tỉ lệ H2O2: Fe2+ = 4 : 1). Hiệu suất xử lý độ đục, độ màu, SS, COD,

BOD5, TKN của quá trình Fenton- Ozon lần lượt là 43,89; 65,81; 26,66; 69,64;

29,63; 7,9% và không phát hiện Cr6+, TP và PO43-. Tỷ lệ BOD5/COD sau khi xử lý

bằng quá trình EC và Fenton-ozon được cải thiện từ 0,19 ± 0,02 lên 0,58 ± 0,04 rất

phù hợp cho các công đoạn xử lý sinh học tiếp theo.

1.4.2. Phương pháp sinh học xử lý nước rỉ rác

Thế giới

Sinh học là phương pháp hiệu quả trong xử lý NRR vì vận hành đơn giản, chi

phí thấp. Các quá trình sinh học đã được chứng minh rất hiệu quả trong việc loại bỏ

chất hữu cơ và nitơ từ NRR có tỷ lệ BOD/COD cao. Trên thế giới có nhiều công

trình nghiên cứu xử lý NRR bằng phương pháp sinh học với đủ các thể loại. Các

công trình nghiên cứu về lĩnh vực này đã được P. Moulin và cộng sự (2008) [141] thống

kê các công trình nghiên cứu và chứng minh được tính hiệu quả của nó trong xử lý NRR.

Việt Nam

Tô Thị Hải Yến và công sự (2008) [142] Viện Công nghệ môi trường đã

nghiên cứu “Tuần hoàn NRR và phân hủy vi sinh trong môi trường sunfat trong công

nghệ chôn lấp rác thải sinh hoạt giúp giảm thiểu ô nhiễm môi trường do NRR” và

“Thúc đẩy nhanh quá trình phân hủy vi sinh rác và NRR bằng thay đổi chế độ vận

hành và môi trường hóa học trong BCL”. Kết quả nghiên cứu cho thấy, khi bổ sung

thêm sunfat tạo điều kiện để phân hủy các chất hữu cơ thể rắn trong rác chuyển sang

thể lỏng trong NRR, vô cơ hóa các chất hữu cơ khó phân hủy sinh học trong NRR.

Nguyễn Hồng Khánh và cộng sự (2009) [4] Viện Công nghệ môi trường đã

đề xuất công nghệ xử lý NRR cho BCL Nam Sơn là áp dụng kỹ thuật SBR cải tiến

sau đó oxi hóa bằng fenton.

46

Hồ Bích Liên (2014) [143] đã tiến hành nghiên cứu “Đánh giá khả năng xử

lý NRR của cỏ vetiver trong điều kiện bổ sung chế phẩm sinh học EM”. Nghiên cứu

cho thấy cỏ vetiver có khả năng sinh trưởng và phát triển tốt trong NRR pha loãng

25%. Khi bổ sung chế phẩm EM mức độ sinh trưởng của cỏ vetiver không khác

nhiều so với không bổ sung chế phẩm EM. Kết hợp cỏ vetiver và chế phẩm EM cỏ

thể xử lý được 83,62% COD, 90,59% tổng nitơ và 94,80% độ màu của NRR.

Phạm khắc Liệu và cộng sự (2012) [144] dùng bể BF ngập nước với đệm vi

sinh là sợi len. Khi sử xử lý NRR từ BCL Thủy Phương, thì hiệu suất xử lý COD

65% ở tải lượng COD là 0,3 kg/m3.ngày.

Nguyễn Thanh Phong và cộng sự (2016) [145] dùng công nghệ SBR –

ICEAS (dòng liên tục) để xử lý NRR. Kết quả nghiên cứu cho thấy khi vận hành mô

hình công nghệ SBR dòng liên tục với thời gian chu kỳ xử lý 5 giờ (sục khí 180

phút và khuấy trộn 40 phút, lắng 60 phút và gạn nước 20 phút) hiệu suất xử lý N-

NH4+, TN và COD trong NRR đạt tương ứng khoảng 99, 75 và 76%.

Như vậy, ở Việt Nam cũng có nhiều tác giả nghiên cứu xử lý NRR bằng

phương pháp sinh học. Tuy nhiên, trong thực tế nếu chỉ dùng riêng phương pháp sinh

học để xử lý NRR thì chưa phải là phương án triệt để có thể áp dụng vào thực tế.

1.4.3. Phương pháp oxi hóa nâng cao xử lý nước rỉ rác

Oxi hóa nâng cao trong xử lý NRR đã được nhiều tác giả trong và ngoài

nước nghiên cứu. Dưới đây đưa ra một số nghiên cứu tiêu biểu:

Thế giới

Tizaoui cùng cộng sự (2007) [146] đã dùng ozon và ozon với hydro peroxit

để xử lí NRR tại Tunisia, Kết quả thí nghiệm cho thấy hiệu suất xử lý COD của H2O2/O3

cao hơn so với chỉ dùng ozon. Hiệu suất xử lý tốt nhất của hệ H2O2/O3 khi H2O2 là 2g/l.

Singh và cộng sự (2014) [147] đã dùng để ozon hóa NRR sau đó dùng màng lọc

nano. Nghiên cứu chỉ ra với lượng ozon 66,7 g/m3 và thời gian 10 phút thì xử lý được khoảng

23% cacbon hữu cơ hòa tan và là điều kiện lựa chọn để xử lý trước khi lọc bằng màng.

Torres-Socías và cộng sự (2015) [148] đã xử lý NRR bằng hóa học sau đó

dùng Fenton (Fe 1mM, 22g H2O2/l) và tiếp theo là dùng quá trình sinh học. Chi phí

để xử lý 1 m3 NRR khoảng 40 €/m3.

Việt Nam

http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S030438940601065X



47

Các nghiên cứu xử lý NRR ở Việt Nam chủ yếu tập trung vào nhóm công nghệ

sinh học, những năm gần đây mới bắt đầu có các công trình nghiên cứu sử dụng các

phương pháp oxy hóa nâng cao như Fenton, Ozon. Hầu hết các nghiên cứu đều xử lý NRR

qua nhiều giai đoạn như keo tụ - tạo phức – Fenton – Perozon, Fenton nhiều bậc,

UV/Fenton,... và hầu hết hiệu quả xử lý đều chưa cao, có một số công trình tiêu biểu như:

Trần Mạnh Trí (2007) [23] đã đã sử dụng quá trình keo tụ - tạo phức – Fenton -

Perozon để xử lý NRR sau phân hủy sinh học kỵ khí trong bể UASB cho hệ thống xử lý

NRR Gò Cát. Kết quả chỉ ra, khi bổ sung Fe2(SO4) (300 mg Fe3+/l) và 500 mg H2O2/l và

khuấy 120 phút cho quá trình keo tụ/Fenton thì hiệu suất xử lý COD 76%. Sau keo

tụ/Fenton, NRR được xử lý bằng Perozon thì các chất hữu cơ trong NRR xử lý được 97%.

Trương Quý Tùng và cộng sự (2009) [24] đã dùng tác nhân UV/Fenton để xử

lý NRR BCL Thủy Tiên – Thừa Thiên Huế. Nghiên cứu đã sử dụng tác nhân Fenton

với sự hỗ trợ của đèn UV 200-275 nm, 40W ngập trong nước. Nghiên cứu cho thấy,

ở điều kiện: Fe2+ là 50 mg/l, H2O2 là 125 mg/l, pH ~ 3 sau 2 giờ xử lý thì hiệu suất

xử lý COD là 71%, độ màu là 90% và làm tỉ lệ BOD5/COD tăng từ 0,15 lên 0,46.

Nguyễn Văn Phước và cộng sự (2007) [149] đã nghiên cứu xử lý NRR bằng

quá trình Fenton 3 bậc (COD đầu vào 665 mg/l, H2O2 750 mg/l, tổng phèn sắt của

ba bậc là 3750 mg/l, thời gian phản ứng 7 phút) thì hiệu suất xử lý COD đạt 87,5%.

Các tác giả đã nhận định công nghệ xúc tác phản ứng fenton theo bậc sử dụng H2O2

triệt để để tạo gốc OH●, do đó nâng cao hiệu quả xử lý COD, rút ngắn thời gian xử

lý NRR.

Ngô Trà Mai (2016) [150] đã nghiên cứu xử lý NRR kết hợp quá trình lý –

hóa – sinh và tập trung vào quá trình Fenton. Kết quả chỉ ra hiệu suất xử lý COD

đạt 72% và có thể nhận định là quá trình Fenton có khả năng xử lý các hợp chất hữu

cơ khó phân hủy trong NRR.

Hoàng Ngọc Minh (2012) [151] đã nghiên cứu xử lý NRR BCL chất thải rắn

Nam Sơn – Sóc Sơn bằng quá trình Ozon và Perozon, sử dụng nguồn O3 với máy

phát công suất 4,5 g O3/giờ, nồng độ H2O2 là 1000 - 3000 mg/l. Với NRR có COD

và độ màu đầu vào tương ứng là 455 mg/l và 397 Pt-Co, sau 60 phút xử lý bằng

Perozon, hiệu suất đạt tương ứng 41 và 58%. Theo nghiên cứu của tác giả thì pH

thích hợp cho quá trình ozon hóa NRR khoảng 8 - 9,5.

48

Văn Hữu Tập và cộng sự (2015) [152] đã áp dụng quá trình Ozon và Perozon

để xử lý các chất hữu cơ khó phân hủy trong NRR. Kết quả nghiên cứu đã tìm được

điều kiện để xử lý NRR như sau: H2O2 là 2000 mg/l, pH = 8 – 9, dùng đệm sứ có bề

mặt riêng lớn, thời gian xử lý với hệ Ozon là 100 phút và hệ Perozon là 80 phút.

Phạm Vũ Tân và cộng sự (2017) [153] đã dùng quá trình Fenton kết hợp axit

oxalic xử lý COD trong NRR. Với điều kiện: Fe3+ 20 mg/l, H2O2 180 mg/l, H2C2O4

là 60 mg/l, pH đầu vào là 4 thì hiệu suất xử lý COD 86,3 ± 1,3%.

Oxi hóa nâng cao là phương pháp được nhiều tác giả sử dụng nghiên cứu xử

lý NRR. Phương pháp này tỏ ra hiệu quả khi được kết hợp với các phương khác

khác trong xử lý NRR.

Với đặc thù đặc biệt của NRR thông thường cả trên thế giới và Việt Nam đều

có sự kết hợp các phương pháp trong một hệ thống xử lý NRR nhằm xử lý đạt yêu

cầu đầu ra theo quy định trước khi xả thải. Chính vì vậy kết hợp các phương pháp

trong một hệ thống xử lý NRR là lựa chọn tất yếu.

1.4.4. Kết hợp các phương pháp trong xử lý nước rỉ rác

Theo Wiszniowski và cộng sự (2006) [138] đã chỉ ra rằng để xử lý NRR đáp

ứng yêu cầu về tiêu chuẩn xả thải cần phải kết hợp nhiều phương pháp để xử lý triệt

để NRR. Chủ yếu là sự kết hợp của 3 phương pháp là vật lý, hóa học và sinh học.

Đã có nhiều công trình chỉ ra tính hiệu quả của sự kết hợp các phương pháp trong xử

lý NRR. Dưới đây chỉ đề cập tới sự kết hợp phương pháp EC và BF xử lý NRR:

Drogui Patrick và các cộng sự (2016) [154] có bài nghiên cứu kết hợp BF

với keo EC cực mage xử lý NRR. Kết quả nghiên cứu của tác giả đã chỉ ra rằng khi

tiến hành xử lý NRR bằng phương pháp BF sau đó cho EC nước thải đầu ra đạt tiêu

chuẩn xả thải khắt khe của Canada. Cụ thể: quá trình BF được sử dụng làm phương

pháp xử lý sơ cấp loại bỏ hiệu quả NH4+ (loại bỏ N-NH4

+ 94%), BOD 94%, độ đục

95% và phốt pho 98%. Sau đó, quá trình EC sử dụng anot làm từ Mg được sử dụng

xử lý thứ cấp. Hiệu quả xử lý COD và độ màu trong NRR đạt được khi áp dụng

mật độ dòng là 10 mA/cm2 trong thời gian 30 phút xử lý. Kết quả thu được là loại

bỏ được 53% COD và 85% độ màu. Tác giả đồng thời cũng chứng minh được rằng

độ kiềm làm giảm hiệu suất xử lý COD bằng phương pháp EC. Hiệu quả loại bỏ

COD là 52%, 41% và 27% khi có mặt 1,0; 2,0 và 3,0 g/l NaHCO3.

49

Drogui Patrick và các cộng sự (2018) [155] đã nghiên cứu ngược lại so với

năm 2016 là xử lý NRR kết hợp EC trước sau đó BF sau. Kết quả nghiên cứu cho

thấy đã có thể loại bỏ 37 ± 2% tổng COD ban đầu. Một phân đoạn của các hợp chất

hữu cơ cho thấy rằng EC là đặc biệt hiệu quả để loại bỏ COD không hòa tan và axit

humic. Ngoài ra, các chất gây ô nhiễm khác như độ đục, màu thực, Zn và phốt pho

giảm đáng kể bởi EC với hiệu suất tương ứng là: 82 ± 2,7%, 60 ± 13%, 95 ± 2,6%

và 82 ± 5,5%. Việc xử lý tiếp theo bởi quá trình BF có thể loại bỏ hoàn toàn NH4+

với hiệu quả lên đến trên 99% và loại bỏ một phần các hợp chất hữu cơ hòa tan 42 ±

7% COD. Như vậy có thể sử dụng quá trình lai EC tiền xử lý các chất ô nhiễm hữu

cơ và vô cơ từ nhiều chất thải rắn khác nhau trong NRR, nước thải công nghiệp và

nước thải sinh hoạt đô thị.

Như vậy mới có 2 công trình nghiên cứu kết hợp EC với BF xử lý NRR. Một

công trình là kết hợp BF trước sau đó EC điện cực magie. Một công trình là kết hợp

EC điện cực nhôm trước sau đó là quá trình BF. Cả hai công trình này kết quả đều

cho thấy tính hiệu quả của sự kết hợp EC và BF trong xử lý NRR. Tuy nhiên cần

phải có các nghiên cứu tiếp theo về sự kết hợp này với quá trình EC bằng các loại

điện cực khác để tìm ra các điều kiện thích hợp cho quá trình xử lý NRR với hiệu

suất cao và chi phí vận hành thấp. Chính vì vậy, hướng mới mà luận án tập trung

nghiên cứu xử lý NRR với sự kết hợp quá trình EC điện cực sắt với BF. Luận án

cũng nghiên cứu so sánh hiệu quả xử lý NRR của quá trình EC điện cực sắt với quá

trình EC điện cực nhôm.

Cho nên nghiên cứu xử lý NRR bằng EC kết hợp BF là hướng được lựa chọn

trong luận án này.

50

CHƯƠNG 2. ĐỐI TƯỢNG, PHẠM VI VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.1. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu

2.1.1. Đối tượng nghiên cứu

Chất ô nhiễm trong NRR (đánh giá thông qua các thông số COD, amoni,

TSS, độ màu).

NRR dùng trong nghiên cứu được lấy tại hồ sinh học Khu liên hiệp xử lý

chất thải rắn Nam Sơn – Sóc Sơn – Hà Nội mang về bảo quản lạnh ở 4oC.

Kết quả phân tích NRR lấy tại Nam Sơn dùng cho các nghiên cứu thể hiện ở bảng 2.1.

Bảng 2.1. Một số đặc tính của NRR dùng cho nghiên cứu

TT Chỉ tiêu Đơn vị Giá trị

Mùa khô Mùa mưa

1 pH - 8,0 – 8,1 7,9 – 8,1

2 COD mg/l 5952 - 6542 2930 - 3065

3 BOD5 mg/l 1963 - 2140 958 - 1106

4 NH4+-N mg/l 1232 - 1308 556 - 635

5 NO3--N mg/l 1,5 – 2,6 1,3 – 2,1

6 TSS mg/l 1870 - 3827 822 - 895

7 Độ màu Pt-Co 2670 - 2770 1178 - 1329

8 PO43- mg/l 10,3 – 29,9 6,1 – 15,7

9 TDS ppm 5100 - 5500 2630 - 2854

10 Độ dẫn

điện mS/cm 10,5 – 11,1 6,5 – 7,2

2.1.2. Phạm vi nghiên cứu

Nghiên cứu xử lý các chất ô nhiễm trong NRR bằng phương pháp EC kết

hợp BF quy mô phòng thí nghiệm.

Các thí nghiệm được thực hiện tại phòng Công nghệ Hóa lý môi trường và

phòng Công nghệ xử lý nước Viện Công nghệ Môi trường – Viện Hàn lâm Khoa

học và Công nghệ Việt Nam.

Sơ đồ khối của hệ thống nghiên cứu xử lý NRR trong phòng thí nghiệm thể

hiện ở hình 2.1.

51

Hình 2.1. Sơ đồ xử lý NRR bằng phương pháp EC kết hợp BF

2.2.1. Phương pháp phân tích chất lượng nước thải

COD theo TCVN 6491:1999 (phương pháp Bicromat)

NH4+ theo TCVN 6179-1:1996 (có tiến hành chưng cất để loại bỏ ảnh hưởng

của một số yếu tố đến quá trình phân tích)

BOD theo TCVN 6001:2008

pH theo TCVN 6492:2011, đo bằng thiết bị HANNA HI 991001

DO được đo bằng thiết bị HANNA HI 991001

Độ màu theo TCVN 6185:1996 (phương pháp so màu)

TSS theo TCVN 6625:2000 (ISO 11923:1997)

2.2. Phương pháp nghiên cứu

2.2.2. Phương pháp thực nghiệm keo tụ điện hóa

Các thí nghiệm được thực hiện nhằm tìm ra các điều kiện thích hợp về mật

độ dòng, thời gian điện phân, pH, khoảng cách điện cực để xử lý NRR.

Hệ EC trong phòng thí nghiệm

Các thí nghiệm khảo sát được tiến hành ở quy mô phòng thí nghiệm với sơ

đồ được thể hiện như trong hình 2.2:

52

Hình 2.2. Sơ đồ hệ EC trong phòng thí nghiệm

Hệ thí nghiệm điện phân gồm các bộ phận chính sau:

Bể EC

Bể được làm bằng thủy tinh hữu cơ trong suốt có thể tích là 2000 ml, kích

thước của bể: dài 125 mm, rộng 100 mm và cao 125 mm.

Điện cực

Chọn vật liệu làm điện cực: Vật liệu điện cực là một trong các thông số

không chỉ ảnh hưởng trực tiếp đến phản ứng điện phân diễn ra bên trong dung dịch

mà còn liên quan trực tiếp đến chi phí của phương pháp khi xử lý nước thải. Trong

khí đó, các vật liệu anot từ các kim loại khác nhau liên quan trực tiếp đến lượng ion

kim loại tạo thành trong dung dịch. Các chất keo tụ từ ion kim loại có hóa trị cao

hơn được ưu tiên dùng do chúng có khả năng tăng cường quá trình keo tụ và loại bỏ

chất ô nhiễm. Thông thường, các điện cực nhôm và sắt được sử dụng nhiều vì các

đặc tính có thể tạo ra chất keo tụ đa dạng của ion hai kim loại này [56], [35]. Hai

loại điện cực này cũng được dùng nhiều do dễ kiếm, sẵn có, chi phí thấp và tỷ lệ

điện giải cao của chúng. Trong nghiên cứu này dùng hai loại điện cực làm bằng

nhôm và sắt để thử nghiệm xử lý NRR của BCL chất thải rắn Nam Sơn.

Chọn cách sắp xếp điện cực: Có hai cách mắc điện cực là nối tiếp và song

song. Khi mắc các điện cực ở chế độ nối tiếp cần có sự chênh lệch hiệu điện thế lớn.

Ngược lại, khi mắc các điện cực ở chế độ song song, dòng điện được phân chia riêng

53

rẽ giữa các điện cực được nối với nhau và đóng vai trò như một điện trở trong bể điện

phân. Tuy nhiên, một điểm đặc biệt của việc mắc các điện cực song song đó là năng

lượng tiêu thụ đúng với năng lượng cần thiết cho phản ứng [64, 70]. Các nghiên cứu

trước cho thấy sắp xếp điện cực đơn cực song song cho chi phí vận hành thấp hơn

[58, 64, 73, 74]. Trong nghiên cứu này chọn cách mắc đơn cực nối song song.

Thí nghiệm dùng 8 điện cực khác nhau trong đó có bốn điện cực âm và bốn

điện cực dương làm từ sắt hoăc nhôm với kích thước 110 mm x 100 mm x 1 mm.

Cực âm và cực dương được lắp đặt song song với nhau và nối với các đầu ra điện âm

và điện dương của một hệ thống cung cấp điện một chiều DC VSP4030 (B & K

Precision, CA, Mỹ) bằng các cặp điện cực phân biệt bằng màu đỏ (điện cực dương)

và xanh (điện cực âm).

Thiết bị khuấy từ

Con từ dùng trong thí nghiệm có kích thước 5 cm kết hợp với bộ khuấy từ

bên dưới bể điện phân luôn được cài đặt chạy với tốc độ 200 vòng/phút để đảm bảo

NRR được khuấy trộn liên tục trong suốt quá trình điện phân.

Thể tích làm việc của bể điện phân là 1800 ml. Các dung dịch H2SO4 0,1M và

NaOH 0,1M đã được sử dụng để điều chỉnh pH của dung dịch nước thải.

NRR dùng trong nghiên cứu có độ dẫn cao nên trong nghiên cứu không cần bổ

sung chất trợ dẫn.

2.2.2.1. Quy trình thí nghiệm

Định mức 1800 ml dung dịch NRR được lấy từ bãi rác Nam Sơn vào bình

điện phân đã lắp các điện cực.

- Lắp đặt hệ với máy khuấy từ, dây nối điện và nguồn điện một chiều.

- Khuấy đều bằng máy khuấy từ để dung dịch NRR được đồng nhất.

- Kết hợp khuấy từ và tiến hành phản ứng EC trong khoảng thời gian cần thiết

để khảo sát hiệu suất xử lý.

- Tiến hành khảo sát các yếu tố ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý COD, amoni,

TSS và độ màu trong NRR bằng quá trình EC.

- Tính từ thời điểm bắt đầu điện phân, lấy mẫu tại các thời điểm cần thiết với

lượng vừa đủ để lắng sau 60 phút. Lấy phần trong ở trên đem đi phân tích giá trị

COD, amoni, TSS và độ màu trước và sau xử lý.

54

- Từ kết quả phân tích COD, amoni, TSS và độ màu đưa ra đánh giá về ảnh

hưởng của các yếu tố tới hiệu quả của phương pháp.

2.2.2.2. Nội dung nghiên cứu

a/ Ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý COD,

amoni, TSS và độ màu bằng công nghệ EC

Thí nghiệm sẽ tiến hành thay đổi 2 thông số trong nghiên cứu là mật độ dòng

và thời gian điện phân.

Cơ sở lựa chọn: Theo các nghiên cứu của các tác giả trong bảng 2.2 và qua

các thí nghiệm khảo sát sơ bộ cho thấy nếu tiến hành thí nghiệm ở mật độ dòng nhỏ

quá thì hiệu suất xử lý thấp. Khi tăng thời gian điện phân thì hiệu suất xử lý tăng,

nhưng nếu thời gian dài tốn năng lượng.

Bảng 2.2. Mật độ dòng và thời gian điện phân của một số nghiên cứu

Nhóm nghiên cứu Mật độ dòng (mA/cm2) Thời gian điện phân

(phút) Nguồn

Orkun và cộng sự

(2012) 5, 13, 20, 25, 30 20, 40, 60, 80, 100, 120 [63]

Li X. và cộng sự

(2011)

1,98; 2,98; 3,97; 4,96;

5,95

5, 10, 15, 20, 30, 40, 50,

70, 90, 110 [37]

F. Bouhezila và

cộng sự (2011) 12,5; 25; 50 5, 10, 15, 20, 25, 30 [35]

F. Ilhan và cộng sự

(2008) 34,8; 63,1 5, 10, 15, 20, 25, 30 [36]

Catherine Ricordel

và cộng sự (2014) 2,3; 4,6; 6,8; 9,5

15, 30, 45, 60, 90, 120,

150, 180, 210 [61]

Trong nghiên cứu này mật độ dòng khảo sát từ 1,298 – 5,194 mA/cm2 và

thời gian điện phân từ 10 đến 80 phút.

Đánh giá ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian điện phân đến hiệu suất xử

lý bằng phương pháp EC. Các thí nghiệm được tiến hành như hình 2.3. Mẫu trước

và sau xử lý được phân tích và đánh giá hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu.

55

Hình 2.3. Sơ đồ thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian

điện phân đến hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR

Điều kiện thí nghiệm:

- Điện cực: 4 cặp điện cực sắt;

- Khoảng cách điện cực: 1cm;

- Cách mắc điện cực: mắc song song;

- Máy khuấy từ có tốc độ khuấy 200 vòng/phút;

- Thể tích NRR: 1800 ml/mẻ;

- Các thí nghiệm được thực hiện ở pH đầu vào của NRR, pH = 7,9 – 8,1.

Từ kết quả thu được lựa chọn giá trị mật độ dòng và thời gian điện phân phù hợp.

b/ Ảnh hưởng của pH đầu vào đến hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu

bằng quá trình EC

Nước rỉ rác

Quan sát thí nghiệm

Lấy phần nước trong sau keo tụ phân tích COD, amoni, TSS và độ màu

Keo tụ điện hóa

10 phút

20 phút

30 phút

40 phút

60 phút

80 phút

Nghiên cứu

ảnh hưởng của

thời gian điện

phân ở mật độ

dòng

1,298mA/cm2

10 phút

20 phút

30 phút

40 phút

60 phút

80 phút

Nghiên cứu


thời gian điện


dòng

5,194mA/cm2

10 phút

20 phút

30 phút

40 phút

60 phút

80 phút

Nghiên cứu


thời gian điện


dòng

4,545mA/cm2

10 phút

20 phút

30 phút

40 phút

60 phút

80 phút

Nghiên cứu


thời gian điện


dòng

3,896mA/cm2

10 phút

20 phút

30 phút

40 phút

60 phút

80 phút

Nghiên cứu


thời gian điện


dòng

3,246mA/cm2

10 phút

20 phút

30 phút

40 phút

60 phút

80 phút

Nghiên cứu


thời gian điện


dòng

2,597mA/cm2

56

Cơ sở lựa chọn: Orkun và cộng sự (2012) [63] nghiên cứu ảnh hưởng của pH

đầu vào của NRR trong khoảng từ 3 – 8. Li X. và cộng sự (2011) [37] nghiên cứu

các khoảng pH là: 3,9; 5,8; 6,7; 7,5 và 10,1. Trong nghiên cứu này khảo sát tại các

giá trị pH từ 5 – 10.

Đánh giá ảnh hưởng của pH tới hiệu suất xử lý của quá trình EC bằng cách

tiến hành các thí nghiệm như hình 2.4.

Hình 2.4. Sơ đồ thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của pH đầu vào

đến hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR

Trong khi, pH được điều chỉnh thay đổi lần lượt với các giá trị là: 5; 6; 7; 8;

9; 10 (điều chỉnh bằng cách thêm axit H2SO4 0,1M hoặc NaOH 0,1M). Mẫu trước

và sau xử lý được phân tích và đánh giá hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ

màu.


- Điện cực: 4 cặp điện cực sắt;

- Khoảng cách điện cực: 1cm;




Nước rỉ rác

Thực

nghiệm

ở pH = 5

Thực

nghiệm

ở pH = 6

Thực

nghiệm

ở pH = 7

Thực

nghiệm

ở pH = 8

Thực

nghiệm

ở pH = 9

Thực

nghiệm

ở pH = 10

Nghiên cứu ảnh hưởng của pH với thời gian điện phân và mật độ dòng chọn ở trên




57

- pH: thực hiện thí nghiệm ở các giá trị pH đầu vào của NRR là: 5, 6, 7, 8,

9 và 10.

Từ kết quả thu được, lựa chọn giá trị pH phù hợp.

c/ Ảnh hưởng của khoảng cách giữa hai điện cực đến hiệu suất xử lý COD, amoni,

TSS và độ màu bằng công nghệ EC

Cơ sở lựa chọn: Orkun và cộng sự (2012) [63] nghiên cứu xử lý NRR bằng EC

với khoảng cách điện cực 0,9 cm. Li X. và cộng sự (2011) [37] chọn khoảng cách giữa

các điện cực là 1cm dùng trong nghiên cứu xử lý NRR. Khoảng cách giữa các điện

cực thường nhỏ từ 0,5 – 2,8 cm được các tác giả sử dụng trong nghiên cứu [35, 60-

63]. Trong quá trình nghiên cứu khi thử nghiệm với khoảng cách cách điện cực < 1

cm thấy quá trình điện phân không ổn định (đôi khi còn có hiện tượng đoản mạch)

nguyên nhân là do trong NRR có TSS cao. Vì vậy, không thể tiến hành ở khoảng

cách điện cực < 1 cm. Vì vậy, trong nghiên cứu này khảo sát tại các giá trị khoảng

cách điện cực từ 1 – 7 cm.

Để đánh giá ảnh hưởng của khoảng cách giữa hai điện cực tới hiệu suất xử lý

của quá trình EC. Các thí nghiệm tiến hành như hình 2.5. Trong khi, khoảng cách

điện cực được điều chỉnh thay đổi lần lượt là: 1; 3; 5; và 7 cm. Mẫu trước và sau xử

lý được phân tích và đánh giá hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu.


- Điện cực: điện cực sắt;

- Khoảng cách điện cực: thí nghiệm ở các khoảng điện cực 1, 3, 5, 7 cm;




- Các thí nghiệm được thực hiện ở pH đầu vào của NRR, pH = 7,9 – 8,1.

58

Hình 2.5. Sơ đồ thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của khoảng cách điện cực


Từ kết quả thu được, lựa chọn giá trị khoảng cách giữa các điện cực phù hợp.

Sau khi chọn được mật độ dòng thích hợp cho quá trình EC điện cực sắt.

Tiến hành thí nghiệm tương tự với điện cực nhôm nghiên cứu ảnh hưởng của thời

gian điện phân, pH đầu vào của NRR, khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý

COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR ở mật độ dòng lựa chọn.

2.2.3. Phương pháp thực nghiệm lọc sinh học

Các thí nghiệm được thực hiện nhằm tìm ra các điều kiện thích hợp về chế

độ sục khí, tải lượng đầu vào để xử lý NRR sau quá trình xử lý bằng EC (đánh giá

thông qua các thông số COD, amoni, nitrat, TSS, độ màu).

Hệ BF trong phòng thí nghiệm

Thí nghiệm thực hiện trên hệ thiết bị như ở hình 2.6, với chu kỳ vận hành như

hình 2.7. Một ngày đêm hệ BF vận hành 12 chu kỳ (mỗi chu kỳ 120 phút).

Bể thí nghiệm thiếu khí - hiếu khí cải tiến được làm bằng mica trong suốt có

kích thước như bảng 2.3. Vật liệu đệm sinh học được làm bằng polyetylen (PE) với

diện tích bề mặt là 200 m2/m3 và VSV được nuôi cấy bám trên đệm sinh học.

NRR được xử lý ở điều kiện thích hợp lựa chọn ở trên bằng quá trình EC

theo từng mẻ (từ 3 – 6 mẻ/ngày tùy vào lượng nước cần cho BF trong ngày). Sau

Nước rỉ rác

Thực nghiệm ở

khoảng cách

điện cực 1 cm

Nghiên cứu ảnh hưởng của khoảng cách điện cực với thời gian điện phân, mật độ

dòng và pH đầu vào của NRR lựa chọn ở trên




Thực nghiệm ở

khoảng cách

điện cực 3 cm

Thực nghiệm ở

khoảng cách

điện cực 5 cm

Thực nghiệm ở

khoảng cách

điện cực 7 cm

59

khi để lắng 60 phút lấy phần nước trong. NRR sau xử lý EC của các mẻ trong ngày

được trộn trộn vào nhau mang xử lý tiếp bằng BF.

Hình 2.6. Sơ đồ hệ BF trong phòng thí nghiệm

①: Ngăn thiếu khí ②: Ngăn hiếu khí ③: Ngăn lắng

④: Cửa xả bùn thải ⑤: Bơm khí ⑥: Vật liệu đệm mang vi sinh

Hình 2.7. Sơ đồ vận hành một chu kỳ trong hệ BF

Giai đoạn khởi động hệ BF

Giai đoạn

sục khí

(S)

Giai đoạn

dừng sục khí

(D)

Chu kỳ

tiếp theo

Thời gian 1 chu kỳ = 120 phút

Chu kỳ

trước

60

NRR sau EC trong thùng chứa được cấp liên tục vào ngăn thiếu khí - hiếu

khí kết hợp và ngăn lắng. Ở ngăn hiếu khí dưới đáy có bộ phận cấp khí làm tăng

lượng oxy trong nước thải. Nhờ hiệu ứng khí nâng, hỗn hợp bùn - nước trong hệ BF

được tuần hoàn liên tục từ ngăn hiếu khí sang ngăn thiếu khí. Lưu lượng không khí

thổi vào được khống chế ở mức nhất định để duy trì DO trong bể ở mức từ 6 – 7

mg/l nhằm duy trì điều kiện hiếu khí. Nước thải sau khi qua ngăn lắng sẽ chảy tràn

ra ngoài vào thiết bị chứa. Bùn trong ngăn lắng khi sục khí sẽ tự động được kéo

ngược trở lại sang ngăn hiếu khí rồi sang ngăn thiếu khí. Các thông số pH, DO được

hiển thị trên bảng điều khiển và được lưu trên máy tính. Thời gian sục khí và dừng

sục khí được điều khiển tự động.

VSV được lấy từ hệ thí nghiệm tại Viện Công nghệ môi trường cho vào hệ BF

nuôi dưỡng trong thời gian 1 tháng để tạo màng lọc sinh học trên giá thể đệm và cho hệ

vi sinh ổn định đạt yêu cầu của quá trình thí nghiệm.

Bảng 2.3. Dung tích hữu ích các ngăn trong thiết bị thí nghiệm

Thông số Đơn vị Ngăn thiếu khí +

Ngăn hiếu khí Ngăn lắng

Dài m 0,28 0,05

Rộng m 0,15 0,15

Cao m 0.52 0,52

Thể tích hiệu

dụng lít 20,0 3,8

2.2.3.1. Tiến trình thí nghiệm

Quá trình xử lý bằng BF diễn ra trong thời gian một năm rưỡi. NRR lấy ở mùa

khô và mùa mưa là rất khác nhau để hệ xử lý BF hoạt động ổn định NRR đầu vào phải

khống chế theo số liệu của mùa mưa với hàm lượng theo bảng 2.1.

- Tiến hành các thí nghiệm nhằm mục đích khảo sát các yếu tố ảnh hưởng

đến hiệu suất xử lý.

61

Hình 2.8. Sơ đồ thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của thời gian sục khí và tải lượng

đầu vào đến hiệu suất xử lý COD, amoni, nitrat, TSS và độ màu trong NRR

- Mỗi ngày lấy mẫu đầu ra tại một thời điểm nhất định đem đi phân

tích giá trị COD, amoni, nitrat, TSS và độ màu trước và sau xử lý.

Nước rỉ rác


Mỗi ngày ở một thời điểm nhất định lấy mẫu đầu ra sau BF

phân tích COD, amoni, nitrat, TSS và độ màu

Keo tụ điện phân

Chế độ 5 (25 ngày)

Q=4lít/ngày; DO= 6–7mg/l;

T=25-32oC



T=25-32oC



T=25-32oC



T=25-32oC

Nghiên cứu ảnh hưởng của

tải lượng đầu vào khác nhau

đến hiệu suất xử lý COD,

amoni, TSS, nitrat và độ màu

(chế độ S/D lựa chọn ở bên)



T=25-32oC; S/D=60/60phút



T=25-32oC; S/D=45/75phút



T=25-32oC; S/D=30/90phút



T=25-32oC; S/D=15/105phút

Nghiên cứu ảnh hưởng của

chế độ sục khí khác nhau đến

hiệu suất xử lý COD, amoni,

TSS, nitrat và độ màu

62

- Từ kết quả phân tích COD, amoni, nitrat, TSS và độ màu đưa ra đánh giá về

ảnh hưởng của các yếu tố tới hiệu quả của phương pháp.

- Các thí nghiệm được tiến hành ở điều kiện: nhiệt độ phòng.

- Khảo sát giá trị BOD5, nitrit ở các thí nghiệm đã lựa chọn.

2.2.3.2. Nội dung nghiên cứu

a/ Ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý COD, amoni, nitrat, TSS và độ màu

Đánh giá ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý bằng phương pháp BF.

Thí nghiệm được tiến hành theo các chế độ từ 1 - 4 ở hình 2.8. Mẫu trước và sau xử lý

một ngày được phân tích và đánh giá hiệu suất xử lý COD, amoni, nitrat, TSS và độ màu.

Từ kết quả thu được lựa chọn chế độ sục khí phù hợp làm cơ sở để nghiên cứu ảnh

hưởng của tải lượng đầu vào đến hiệu suất xử lý COD, amoni, nitrat, TSS và độ màu.

b/ Ảnh hưởng của tải lượng đầu vào đến hiệu suất xử lý COD, amoni, nitrat, TSS và độ màu

Đánh giá ảnh hưởng của tải lượng đến hiệu suất xử lý bằng phương pháp BF. Thí

nghiệm được tiến hành theo các chế độ từ 4 - 8 ở hình 2.8. Mẫu trước và sau xử lý một

ngày được phân tích và đánh giá hiệu suất xử lý COD, amoni, nitrat, TSS và độ màu.

Từ kết quả thu được lựa chọn tải lượng phù hợp.

Như vậy, trong luận án có hai mảng nghiên cứu chính là: tìm điều kiện thích

hợp cho quá trình xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR bằng EC và tìm

điều kiện thích hợp cho quá trình xử lý COD, amoni, nitrat, TSS và độ màu trong

NRR sau quá trình xử lý EC bằng BF để nước thải đầu ra đạt

QCVN25:2009/BTNMT cột B2.

63

CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

3.1. Nghiên cứu xử lý nước rỉ rác bằng keo tụ điện hóa

Hiện nay, EC được sử dụng để xử lý môi trường nước. Với NRR có COD,

BOD, amoni, TSS và độ màu cao thì phương pháp EC là một phương pháp mới,

hiệu quả cao trong xử lý các chất trên.

- Đối với COD, TSS và chất màu được xử lý cơ bản theo cơ chế keo tụ mà

chất keo tụ được tạo ra từ quá trình điện phân.

- Đối với amoni được xử lý cơ bản theo cơ chế điện hóa, hấp phụ…

Để tăng cường hiệu quả xử lý bằng EC, các thông số như mật độ dòng, thời

gian điện phân, khoảng cách điện cực, vật liệu điện cực và pH của nước thải cần

được khảo sát và tìm được điều kiện tối ưu.

3.1.1. Ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý

COD, amoni, TSS và độ màu với điện cực sắt

Để nghiên cứu ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian điện phân đến hiệu

suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR bằng quá trình EC. Một loạt các

thí nghiệm được tiến hành nhằm khảo sát ảnh hưởng của hai yếu tố này lên khả

năng xử lý một số chỉ tiêu trong nước thải: COD, amoni, TSS và độ màu. Mật độ

dòng được điều chỉnh với các giá trị khác nhau: 1,298; 2,597; 3,246, 3,896; 4,545

và 5,194 mA/cm2. Mẫu được lấy để phân tích tại các thời điểm khác nhau là: 10; 20;

30; 40, 60 và 80 phút điện phân. Các thí nghiệm được tiến hành với pH đầu vào của

nước thải, khoảng cách giữa các điện cực 1cm.

3.1.1.1. Ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý

COD

Ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý COD

thể hiện ở hình 3.1:

COD được xử lý cơ bản bằng quá trình keo tụ trong quá trình EC điện cực

sắt [156] mà chất keo tụ được tạo ra từ quá trình điện phân. Trong bể điện phân,

theo thời gian phản ứng lượng cation Fe2+ trên cực anot (phản ứng (1.2)) được sinh

ra tăng lên. Các cation được tạo thành sẽ phản ứng với các ion OH- có mặt trong

nước hình thành các hydroxit sắt (phản ứng (1.4)). Ở catot xảy ra quá trình oxi hóa

64

nước tạo thành các bọt khí hydro (phản ứng (1.5)), các hydroxit sắt này sẽ tham gia

vào các phản ứng polyme hóa tạo thành các chuỗi polyme có kích thước và khối

lượng lớn (phản ứng (1.7)), các polyme này chính là nhân tố chính làm giảm COD

thông qua quá trình keo tụ. Ngoài ra, các phản ứng điện phân nước xảy ra trên cực

âm tạo thành các bọt khí hydro, các bọt khí trong quá trình chuyển động đi lên phía

trên bề mặt của bể điện phân sẽ kéo theo các chất ô nhiễm. Sau khi phản ứng điện

phân kết thúc việc tách các chất trên bề mặt và bùn lắng sẽ giúp loại bỏ các chất hữu

cơ dạng COD.

Trong quá trình điện phân lượng oxy từ không khí khuếch tán vào dung dịch

điện phân và oxy tạo ra theo phản ứng (3.1) [156] oxi hóa một phần các chất hữu cơ

đóng góp vào quá trình xử lý COD.

2H2O → 4H+ + O2 + 4e− (3.1)

Trong dung dịch điện phân một phần Fe2+ oxi hóa lên Fe3+ (trên anot) [156]

là chất oxi hóa tốt đóng góp cho quá trình xử lý COD bằng con đường oxi hóa.

4Fe2+ + O2 + 2H2O → 4Fe3+ + 4OH− (3.2)

Hydroxit sắt II cũng bị oxi hóa một phần lên hydroxit sắt III theo phương

trình:

4Fe(OH)2 + O2 + 2H2O → 4Fe(OH)3 (3.3)

Hoặc Fe(OH)3 được tạo ra theo các qua trình sau [156]:

Trên anot: Fe → Fe3+ + 3e− (3.4)

Sau đó Fe3+ phản ứng với OH− trong nước

Fe3+ + 3OH− → Fe(OH)3 (3.5)

Fe(OH)2 và Fe(OH)3 là tác nhân loại bỏ COD trong nước bằng quá trình liên

kết tĩnh điện hoặc bằng quá trình keo tụ [35] tạo bùn lắng tách ra khỏi NRR.

Noubactep và cộng sự (2010) [156] cho rằng cơ chế chính loại bỏ chất ô

nhiễm trong nước là keo tụ với tác nhân là Fe(OH)2 và Fe(OH)3 và polime của các

hydroxit này. Nghiên cứu cũng đề cập tới quá trình xử lý chất ô nhiễm còn có thể do

các phản ứng điện cực. Cho nên Fe(OH)3 cũng có thể là tác nhân hấp phụ trong quá

trình xử lý COD.

65

Trong dung dịch điện phân có thể có các quá trình:

2Fe(OH)3 → Fe2O3 + 3H2O (3.6)

4Fe(OH)3 → Fe(OH)2 + Fe3O4 + 3H2O (3.7)

Fe2O3, Fe3O4 cũng là tác nhân hấp phụ COD.

Hình 3.1 cho thấy, khi thời gian điện phân càng dài và mật độ dòng càng tăng

khả năng loại bỏ COD trong nước thải của quá trình xử lý càng tốt.

Kết quả này hoàn toàn hợp lý vì theo định luật Faraday (công thức 3.1), khi

thời gian xảy ra phản ứng điện phân diễn ra càng dài thì lượng ion sắt được sinh ra

từ bên trên điện cực dương sẽ càng nhiều dẫn tới lượng chất keo tụ tạo ra càng lớn.

Theo định luật Faraday, lượng chất keo tụ tạo thành chịu ảnh hưởng trực tiếp bởi ba

yếu tố: mật độ dòng (cường độ dòng), vật liệu điện cực và thời gian điện phân:

. .

. .

M I tC

n F V 3.1

Trong đó: C - Nồng độ kim loại giải phóng ở điện cực, g/l;

M - Khối lượng nguyên tử khối của kim loại, g/mol;

I – Cường độ dòng, A;

t - Thời gian điện phân, phút;

F - Hằng số Faraday, 96500 C/mol;

V - Thể tích của nước thải, l

Từ hình 3.1, ta thấy hiệu suất xử lý của COD tăng mạnh khi mật độ dòng

tăng từ 1,298 đến 3,896 mA/cm2. Bên cạnh đó, khi tăng mật độ dòng lên 4,545 và

5,194 mA/cm2 thì hiệu suất xử lý COD cũng có xu hướng tăng dần nhưng mức độ

tăng không nhiều và gần như là không thay đổi. Cụ thể, khi tăng điện áp đặt lên hai

bản điện cực từ 1,298 đến 3,896 mA/cm2 hiệu suất tương ứng là 53,33 và 76,79% ở

60 phút điện phân. Tuy nhiên, khi tiếp tục tăng mật độ dòng lên cao hơn nữa thì

hiệu suất xử lý nhận được lại không có sự thay đổi qúa lớn với các giá trị 78,71%

với J = 4,545 mA/cm2 và 80,36% tại mật độ dòng J = 5,194 mA/cm2 ở 60 phút điện

phân.

Hiện tượng này có thể giải thích được rằng khi mật độ dòng (cường độ dòng

điện) tăng lên thì mật độ điện tích qua các bản điện cực cũng tăng theo làm cho

66

dương cực tan tốt hơn tạo nhiều ion sắt dẫn đến khả năng tạo chất keo tụ tăng làm

tăng hiệu quả giảm COD trong NRR.

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

1,298 mA/cm2

2,597 mA/cm2

3,246 mA/cm2

3,896 mA/cm2

4,545 mA/cm2

5,194 mA/cm2

HiÖ

u s

uÊt

xö lý C

OD

(%

)

Thêi gian (phót)

Hình 3.1. Ảnh hưởng của mật độ dòng

và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý COD

Bên cạnh đó, khi mật độ dòng giữa các điện cực là 3,896 mA/cm2 từ hình 3.1

cho thấy, tại 10 phút đầu tiên hiệu suất xử lý COD thu được tương đối thấp chỉ

khoảng 42,86%. Tỷ lệ tạo thành ion kim loại trên các điện cực thấp, tuy nhiên, khi

thời gian điện phân tăng lên, nồng độ ion kim loại tạo thành và các chất keo tụ, kết

tủa bông tăng lên. Do đó, hiệu suất xử lý COD cũng tăng lên theo thời gian. Quan

sát cho thấy, màu sắc của nước thải cũng có sự thay đổi rõ rệt qua thời gian từ màu

đen sang xám và cuối cùng là màu sáng xanh. Mặt khác, trong khoảng 30 phút điện

phân đầu tiên, hiệu suất xử lý COD tăng từ 42,86% lên 69,64% với J = 3,896

mA/cm2. Song, hiệu suất xử lý COD lại có xu hướng tăng chậm từ phút thứ 40 và

gần như là một hằng số tính từ thời điểm 60 phút. Cụ thể sau 20 phút điện phân tiếp theo

(từ 60 đến 80 phút), thì hiệu suất xử lý chỉ tăng 2,5%. Điều này có thể giải thích, sau

một thời gian điện phân lớp hydroxit kim loại hình thành bám trên bề măt điện cực

làm cho phản ứng trên các điện cực bị chậm lại. Sự biến động hiệu suất xử lý theo

67

thời gian là do: quá trình EC thực hiện ở điều kiện mở, DO cao cho nên sự chuyển

hóa của Fe2+ sau khi giải phóng khỏi điện cực ở những giá trị pH khác nhau có các

dạng tồn tại khác nhau. Đó là các dạng Fe(III) hydroxit, hỗn hợp Fe(II) và Fe(III)

hydroxit, sắt từ và dạng anion của Fe(II) hydroxit. Các dạng này thay đổi theo thời

gian điện phân và pH của dung dịch điện phân. So sánh với nghiên cứu của

Chavalparit và Ongwandee (2009) [157] kết quả thu được có xu hướng tương đồng.

Như vậy để xử lý COD bằng điện cực sắt ta có thể chọn thời gian điện phân

không quá 60 phút vì thời gian tiếp theo hiệu suất tăng không đáng kể.

3.1.1.2. Ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý

amoni

Ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý

amoni thể hiện ở hình 3.2:

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

0

5

10

15

20

25

30

1,298 mA/cm2

2,597 mA/cm2

3,246 mA/cm2

3,896 mA/cm2

4,545 mA/cm2

5,194 mA/cm2

HiÖ

u s

uÊt

xö lý a

moni (%

)

Thêi gian (phót)


và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý amoni

Quá trình xử lý amoni trong EC được giải thích là do quá trình điện phân kết

hợp với chuyển dịch cân bằng, quá trình oxi hóa và quá trình hấp phụ…

Thời

gian

(phút)

68

Theo phương trình (3.1), oxy được tạo ra và oxy có trong hệ oxi hóa amoni

thành nitrat. Sau đó nitrat lại có thể được xử lý theo các phương trình (1.8 – 1.10)

bằng quá trình điện phân chuyển hóa nitrat thành nitơ bay ra khỏi hệ. Điều này

cũng chứng minh cho kết quả sau quá trình xử lý bằng EC nồng độ nitrat trong

NRR thấp hơn ban đầu.

Trong NRR hàm lượng Cl- cao, khi quá trình điện phân diễn ra Cl- bị điện

phân thành Cl2 theo phương trình (1.11). Cl2 tạo ra là tác nhân oxi hóa NH4+.

Trong bể điện phân có cân bằng:

NH4+ ⇌ NH3 (3.8)

Theo giản đồ ở hình 1.8 thì pH thấp tồn tại ở dạng amoni, nếu pH cao tồn tại

ở dạng amoniac. Quá trình EC tăng pH và nhiệt độ làm cho cân bằng (3.8) chuyển

dịch theo hướng tạo ra amoniac bay lên dẫn tới amoni được loại bỏ.

Ilhan và cộng sự (2008) [36] cũng chỉ ra, nếu có quá trình khuấy trộn làm

tăng sự chuyển động của ion trong nước về các điện cực (tích điện âm chuyển tới

cực anot và tích điện dương chuyển tới cực catot) và làm tăng khả năng bay lên của

amoniac tới 2%. Trong nghiên cứu này con từ được khuấy liên tục (200 vòng/phút)

suốt quá trình điện phân sẽ thúc đẩy amoniac bay lên dẫn tới amoni được xử lý.

Nếu tăng tốc độ khuấy trộn làm tăng quá trình bay lên của amoniac, nhưng nếu tốc

độ khuấy cao làm vỡ các tập hợp keo tụ tạo bông làm ảnh hưởng đến quá trình xử

lý COD, TSS và độ màu. Vì vậy, tốc độ khuấy trộn phù hợp để đảm bảo tăng khả

năng bay lên của amoniac nhưng cũng thúc đẩy tốt quá trình keo tụ tạo bông.

Từ hình 3.2 thấy, hiệu suất xử lý của amoni tăng khi mật độ dòng tăng từ

1,298 đến 3,896 mA/cm2 và thời gian tăng từ 0 đến 80 phút. Khi tăng mật độ dòng

lên 4,545 và 5,194 mA/cm2 thì hiệu suất xử lý amoni cũng có xu hướng tăng dần

nhưng mức độ tăng không nhiều.

Cụ thể, khi tăng điện áp đặt lên hai bản điện cực từ 1,298 đến 3,896 mA/cm2

hiệu suất xử lý amoni tương ứng là 14,03 và 23,64% ở 80 phút. Tuy nhiên, khi tiếp

tục tăng mật độ dòng lên cao hơn nữa thì hiệu suất xử lý amoni lại không có sự

thay đổi qúa lớn với các giá trị 24,32% với J = 4,545 mA/cm2 và 24,99% với J =

5,194 mA/cm2. Trong thời gian 60 phút đầu tiên, hiệu suất xử lý amoni tăng nhẹ từ

0 lên 23,4% với J = 3,896 mA/cm2. Khi thời gian điện phân kéo dài thêm 20 phút

69

thì hiệu suất xử lý amoni tăng rất ít lên 24,99% sau 80 phút phản ứng. Hiện tượng

này được giải thích là khi tăng mật độ dòng và thời gian phản ứng làm tăng pH và

nhiệt độ dẫn tới nhiều amoni được chuyển thành amoniac bị loại bỏ ở dạng khí

hình thành xung quanh cực âm [36]. Khi tạo nhiều amoniac theo cân bằng (3.8) thì

amoniac không tích điện nên không xử lý bằng quá trình điện phân. Dẫn tới khi

tăng thời gian xử lý sau 60 phút thì hiệu suất xử lý amoni tăng không nhiều.

Như vậy để xử lý amoni bằng điện cực sắt ta có thể chọn thời gian điện phân

không quá 60 phút vì thời gian sau đó hiệu suất xử lý amoni tăng không đáng kể.

3.1.1.3. Ảnh hưởng mật độ dòng và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý TSS

Ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý TSS

thể hiện ở hình 3.3:


và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý TSS

Từ hình 3.3, lượng TSS được loại bỏ bằng quá trình EC tỷ lệ thuận với mật

độ dòng và thời gian điện phân. Hiệu suất xử lý TSS đã tăng khi mật độ dòng đặt

trên các bản điện cực tăng.

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

0

10

20

30

40

1,298 mA/cm2

2,597 mA/cm2

3,246 mA/cm2

3,896 mA/cm2

4,545 mA/cm2

5,194 mA/cm2

HiÖ

u s

uÊt

xö lý T

SS (

%)

Thêi gian (phót)

70

Cụ thể, khi mật độ dòng thay đổi từ 1,298 đến 5,194 mA/cm2, hiệu suất xử lý

TSS đã tăng đáng kể từ 6,85% lên 41,1% ở 80 phút. Trên thực tế, hiệu suất xử lý

TSS trong NRR của quá trình EC ở mật độ dòng 3,896; 4,545 và 5,194 mA/cm2

không khác biệt đáng kể (chênh lệch khoảng 2,06%). Ngoài ra, quy trình EC đã làm

việc hiệu quả hơn trong 60 phút đầu tiên với hiệu suất xử lý từ 0 đến 38,61% với

mật độ dòng là 3,896 mA/cm2, ở 20 phút tiếp theo hiệu suất tăng chậm chỉ đạt

38,97%. Điều này có thể giải thích, sau một thời gian điện phân lớp hydroxit kim

loại hình thành bám trên bề măt điện cực làm cho phản ứng trên các điện cực bị

chậm lại.

Xử lý TSS cũng được giải thích tương tự như quá trình xử lý COD. TSS

được loại bỏ cơ bản là do quá trình quá trình keo tụ điện hóa. Chất keo tụ để xử lý

TSS là Fe(OH)2 và Fe(OH)3 và polime tạo ra từ hai hydroxit này kết hợp với TSS

keo tụ, tạo bông lắng xuống ở dạng bùn. Cũng theo định luật Faraday khi tăng mật

độ dòng (tăng cường độ dòng điện) và tăng thời gian phản ứng thì lượng chất keo tụ

tạo ra nhiều hơn. Điều này giúp giải thích là khi tăng thời gian phản ứng hiệu suất

xử lý tăng và mật độ dòng điện càng cao hiệu suất xử lý TSS càng lớn.

Đi đôi với quá trình keo tụ một phần các chất rắn lơ lửng cũng được các bọt

khí hydro kéo nổi lên bề mặt.

Ngoài ra một phần các chất rắn lơ lửng cũng được tách ra nhờ quá trình hấp phụ.

Như vậy để xử lý TSS bằng điện cực sắt ta có thể chọn thời gian điện phân

không quá 60 phút vì thời gian sau đó hiệu suất xử lý TSS tăng không đáng kể.

3.1.1.4. Ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý độ

màu

Ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý độ

màu thể hiện ở hình 3.4:

Quan sát hiện tượng xảy ra trong suốt quá trình điện phân cho thấy, màu của

nước thải thay đổi rõ rệt từ đen sang xám và cuối cùng chuyển sang màu xám xanh.

Điều này có thể giải thích được rằng các chất ô nhiễm gây màu trong nước thải

giảm rõ rệt qua thời gian điện phân.

71

Xử lý độ màu được giải thích là do các chất màu hữu cơ cũng được xử lý

tương tự như COD nhờ quá trình keo tụ điện phân.

Theo phương trình (3.2), Fe3+ được tạo ra và oxy có trong hệ có thể oxi hóa

các chất tạo màu hoặc bẻ gẫy các nhóm tạo màu làm cho chất tạo màu được loại bỏ.

Fe(OH)3, Fe2O3, Fe3O4 tạo ra trong quá trình điện phân là tác nhân tốt hấp

phụ chất màu.

Từ hình 3.4, khi mật độ dòng tăng từ 1,298 lên 5,194 mA/cm2, sau 80 phút

xử lý hiệu suất tăng nhanh từ 47,8 lên 81,8%. Điều này hoàn toàn phù hợp với định

luật Faraday là khi tăng mật độ dòng thì ion kim loại tạo ra nhiều làm tăng chất keo

tụ nên hiệu suất xử lý tăng. Mặt khác tại giá trị mật độ dòng J= 3,896; 4,545 và

5,194 mA/cm2 hiệu suất xử lý độ màu thu được khác nhau không đáng kể tương

ứng là 79,4; 80,2 và 81,9% ở 80 phút.

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

0

20

40

60

80

1,298 mA/cm2

2,597 mA/cm2

3,246 mA/cm2

3,896 mA/cm2

4,545 mA/cm2

5,194 mA/cm2

HiÖ

u s

uÊt

xö lý ®

é m

µu (

%)

Thêi gian (phót)


và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý độ màu

Ngoài ra, khi thời gian điện phân diễn ra càng dài thì màu của nước trở nên

trong hơn, trong thời gian 40 phút đầu tiên đồ thị của hiệu suất xử lý độ màu là một

hàm tăng nhanh theo thời gian, hiệu suất lên tới gần 60% ứng với mật độ dòng

72

3,896 mA/cm2. Hiệu suất tăng chậm hơn ở 20 phút kế tiếp (71,6%) và tăng chậm ở

thời gian 80 phút điện phân (79,4%). Điều này có thể giải thích, sau một thời gian

điện phân lớp hydroxit kim loại hình thành bám trên bề măt điện cực làm cho phản

ứng trên các điện cực bị chậm lại.

3.1.1.5. Ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian điện phân đến sự biến đổi pH

trong quá trình EC

Sự biến đổi pH trong quá trình EC được thể hiện ở hình 3.5:

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

7.8

8.0

8.2

8.4

8.6

8.8

9.0

9.2

9.4

1,298 mA/cm2

2,597 mA/cm2

3,246 mA/cm2

3,896 mA/cm2

4,545 mA/cm2

5,194 mA/cm2

pH

Thêi gian (phót)

Hình 3.5. Biểu đồ biến đổi pH của NRR trong quá trình EC theo thời gian

Từ hình 3.5 cho thấy khi tăng thời gian điện phân pH của NRR trong hệ tăng.

Mật độ dòng lớn hơn làm tăng pH nhanh hơn và cao hơn trong quá trình điện phân.

Điều này cũng được giải thích là do sự hình thành nhóm OH- và các hydroxit kim

loại. Sự cân bằng trong điện phân dung dịch khi mất đi 1 H+ sinh ra 1 OH- (sinh ra 1

H2 cũng sinh ra 1 Fe(OH)2 theo phương trình (1.4) và (1.5)). Như vậy thì không có

sự thay đổi về pH. Nhưng ở đây pH lại tăng, có thể giải thích theo hướng là do NRR

là một hỗn hợp phức tạp nên có quá trình oxi hóa xảy ra ở điện cực, nhưng không

hòa tan được Fe ra thành Fe2+ hay cả quá trình điện phân nước làm mất cân bằng.

Phản ứng (1.5) mất 1 H2 tạo ra 1 OH-, pH tăng là do H2 mất đi mà Fe ở phản ứng

73

(1.3) tan ra không được. Sở dĩ Fe khó tan ra cũng có thể là do sau một thời gian

phản ứng hydroxit kim loại tạo ra bán vào cực anot cản trở quá trình điện cực.

Ngoài ra sau một thời gian phản ứng các axit hữu cơ bị chuyển hóa làm giảm

tính axit dẫn tới pH tăng.

Mật độ dòng J = 1,298 mA/cm2, pH thay đổi từ 8,0 đến 8,8 và khi mật độ

dòng là 5,194 mA/cm2, pH thay đổi từ 8,0 đến 9,3 khi thời gian điện phân được 80

phút. Sự gia tăng độ pH chứng tỏ rằng không chỉ số lượng chất keo tụ sắt hydroxit

được tạo ra đáng kể mà còn tạo ra bọt khí hydro lớn. Đó có thể là lý do tại sao hiệu

suất xử lý COD, TSS và độ màu tăng lên liên tục do sự gia tăng thời gian điện phân

và mật độ dòng. Sau thời gian 60 phút hiệu suất xử lý COD, TSS và độ màu tăng

không đáng kể là do sau một thời gian điện phân lớp hydroxit kim loại hình thành

bám trên bề măt điện cực làm cho phản ứng trên các điện cực bị chậm lại. Khi pH

tăng oxy tác dụng với điện cực sắt tạo ra lớp oxit trên bề mặt điện cực làm cho điện

cực dương khó tan ra, dẫn tới lượng chất keo tụ tạo ra ít làm cho hiệu suất xử lý

COD, TSS và độ màu gần như tăng không đáng kể.

pH tăng dần theo thời gian phản ứng và mật độ dòng đặt vào các điện cực

cao thì pH lớn hơn điều này giúp giải thích tại sao khi tăng thời gian phản ứng và

tăng mật độ dòng điện thì hiệu suất xử lý amoni tăng. Do pH tăng thúc đẩy quá trình

tạo ra amoniac (theo giản đồ 1.8) bay lên theo cân bằng (3.8). Từ kết quả nghiên

cứu ảnh hưởng của mật độ dòng và thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý COD,

amoni, TSS và độ màu trong NRR ta thấy mật độ dòng tăng trong khoảng nghiên

cứu thì hiệu suất xử lý tăng, khi tăng thời gian điện phân thì hiệu suất tăng nhanh từ

0 phút đến khoảng 60 phút. Tiếp tục tăng thời gian điện phân thì cơ bản hiệu suất xử

lý gần như không tăng. Với các mật độ dòng 3,896; 4,545 và 5,194 mA/cm2 thì hiệu

suất xử lý khác nhau không nhiều ở các khoảng thời gian phản ứng. Mật độ dòng

thấp nhất J = 1,298 mA/cm2 không những hiệu suất xử lý thấp nhất mà theo thời

gian điện phân hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu tăng chậm. Ở điều kiện

mật độ dòng 3,896 mA/cm2 và thời gian điện phân 60 phút cho hiệu quả xử lý tốt và

phù hợp với chi phí điện năng mà hiệu suất xử lý không kém nhiều ở điều kiện J =

74

4,545 và 5,194 mA/cm2 có chi phí điện năng cao hơn. Càng tăng thời gian điện

phân thì chi phí điện năng càng tăng.

Ảnh hưởng của thời gian điện phân từ 10 - 80 phút đến hiệu suất xử lý COD,

amoni, TSS và độ màu trong NRR với điều kiện J = 3,896 mA/cm2 thể hiện ở bảng 3.1.

Bảng 3.1. Ảnh hưởng của thời gian điện phân


(J = 3,896 mA/cm2)

Thời gian

phản ứng

(phút)

Hiệu suất xử lý (%)

COD Amoni TSS Độ màu

10 42,86 8,75 9,83 27,90

20 58,93 12,29 15,95 46,75

30 69,64 17,50 23,98 54,56

40 73,21 19,36 30,46 59,10

60 76,79 23,64 38,61 71,67

80 79,29 24,38 38,97 79,39

Khi J = 3,896 mA/cm2 thì theo bảng 3.1 ta có thể lựa chọn thời gian điện

phân 60 phút cho các nghiên cứu tiếp theo mặc dù với thời gian này hiệu suất chưa

phải là cao nhất, nhưng sau 60 phút hiệu suất tăng không nhiều.

3.1.1.6. Đánh giá sự tiêu thụ năng lượng xử lý NRR bằng quá trình EC

Năng lượng tiêu thụ được tính theo công thức 3.2.

. t .I

W1000.

v

V 3.2

Trong đó: W – Năng lượng tiêu thụ, KWh/m3;

ν - Hiệu điện thế đặt vào các điện cực, vol;

t – Thời gian điện phân, giờ;

I – Cường độ dòng đặt vào các điện cực;

75

V – Thể tích mẫu nước thải mang điện phân, m3.

Từ bảng 3.2 cho thấy, khi mật độ dòng tăng thì năng lượng điện tiêu thụ tăng. Ở

mật độ dòng J = 1,298 mA/cm2 (I = 1A) thì năng lượng điện tiêu thụ là 1,05 KWh/m3

NRR. Khi tăng J = 5,194 mA/cm2 (I = 4A) thì năng lượng điện tiêu thụ tăng đến 24,67

KWh/m3 NRR. Ở mật độ dòng J = 3,896 mA/cm2 (I = 3A) thì năng lượng điện tiêu thụ

là 12,83 KWh/m3 NRR, khi tăng mật độ dòng lên 4,545 và 5,194 mA/cm2 thì năng lượng

điện tiêu thụ tăng rất nhanh lên tương ứng đến 18,08 và 24,67 KWh/m3 NRR. Kết quả

bảng 3.2 cũng cho thấy hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu khi mật độ đòng

điện J = 3,896 mA/cm2 thấp hơn không nhiều so với J = 4,545 và 5,194 mA/cm2. Năng

lượng tiêu thụ để xử lý 1 m3 NRR với J = 5,194 mA/cm2 gần gấp đôi với J = 3,896

mA/cm2. Như vậy chọn mật độ dòng đặt vào các điện cực J = 3,896 mA/cm2 là phù hợp

về mặt năng lượng trong khi đó hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu lại không

thấp hơn mấy so với J = 4,545 và 5,194 mA/cm2. Bảng 3.2. cho thấy, nếu chọn mật độ

dòng < 3,896 mA/cm2 thì năng lượng điện tiêu thụ thấp nhưng hiệu suất xử lý COD,

amoni, TSS và độ màu lại thấp hơn nhiều ở mật độ dòng J = 3,896 mA/cm2. Vậy mật độ

dòng đặt vào các điện cực J = 3,896 mA/cm2 được chọn cho các nghiên cứu tiếp theo.

Bảng 3.2. Năng lượng tiêu thụ và hiệu suất xử lý

COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR (thời gian điện phân 60 phút)

Cường

độ

dòng

điện

(A)

Mật độ

dòng

(mA/cm2)

Hiệu

điện

thế

(V)

Năng

lượng tiêu

thụ

(KWh/m3

NRR)

Hiệu

suất xử

lý COD

(%)

Hiệu

suất xử

lý

amoni

(%)

Hiệu

suất

xử lý

TSS

(%)

Hiệu

suất

xử lý

độ

màu

(%)

1,0 1,298 1,9 1,05 53,33 14,03 6,85 42,2

2,0 2,597 4,4 4,89 62,50 15,03 20,79 56,5

2,5 3,246 5,5 7,64 69,64 18,32 26,57 59,6

3,0 3,896 7,7 12,83 76,79 23,64 38,61 71,67

3,5 4,545 9,3 18,08 78,71 24,32 39,04 74,27

4,0 5,194 11,1 24,67 80,36 24,99 40,16 74,91

76

Từ công thức 3.2 cho thấy khi thời gian điện phân tăng thì càng tiêu tốn năng

lượng. Kết hợp giữa hiệu suất xử lý ở bảng 3.1 và năng lượng tiêu thụ ở bảng 3.2

chọn thời gian phản ứng 60 phút cho các nghiên cứu tiếp theo.

3.1.2. Ảnh hưởng pH đầu vào của nước rỉ rác đến hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS

và độ màu với điện cực sắt

Giá trị pH là một trong các yếu tố ảnh hưởng rất quan trọng đến hiệu suất xử

lý của quá trình EC. Để kiểm tra sự ảnh hưởng của nó, các giá trị pH đầu vào được

điều chỉnh bằng H2SO4 0,1M, hoặc NaOH 0,1M đến các giá trị pH = 5, 6, 7, 8, 9 và

10. Mẫu được phân tích các thông số COD, amoni, TSS và độ màu dưới các điều

kiện thời gian là 60 phút điện phân, mật độ dòng J = 3,896 mA/cm2.

3.1.2.1. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý COD

Ảnh hưởng của pH đầu vào của NRR đến hiệu suất xử lý COD thể hiện ở

hình 3.6:

5 6 7 8 9 10

0

10

20

30

40

50

60

70

80

HiÖ

u s

uÊt

xö lý C

OD

(%

)

pH

Hình 3.6. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý COD

Từ hình 3.6 cho thấy hiệu suất xử lý COD tại các giá trị pH khác nhau biến

đổi theo một đường cong đỉnh hiệu suất đạt được hai giá trị pH = 7 và 8 với các

hiệu suất tương ứng là 73,91 và 72,00%. Ngược lại, khi dung dịch nước thải có tính

77

axit hoặc bazơ thì hiệu suất đạt được đều thấp hơn. Cụ thể, tại pH = 5, màu của

dung dịch sau điện phân có màu hơi xám trắng, lượng chất kết tủa tạo thành không

nhiều. Khi pH được điều chỉnh lên 6 nhận thấy màu của dung dịch sau điện phân

thay đổi khá rõ ràng với hiệu suất thu được lên đến 69,62%. Các hợp chất hữu cơ

được loại bỏ tốt nhất tại pH = 7.

Trong bể điện phân có phản ứng thủy phân:

Fe + 2H2O ⇌ Fe(OH)2 + 2H+ (3.9)

Theo công thức 3.1 với thời gian điện phân 60 phút và cường độ dòng điện

3A (3,896 mA/cm2) thì nồng độ Fe2+ tạo ra là 0,029 g/l tưng ứng 5,18.10-4 mol/l.

Theo giản đồ 1.3 với nồng độ Fe2+ tạo ra là 5,18.10-4 mol/l thì phải khoảng từ

pH = 8 mới có kết tủa của Fe(OH)2. Theo hình 3.5 trong quá trình điện phân pH

tăng theo thời gian. Khi thời giam điện phân 60 phút với mật độ dòng là 3,896

mA/cm2 thì pH tăng khoảng 1 đơn vị so với pH đầu vào của NRR. Như vậy khi pH

của NRR đầu vào là 7 thì sau 60 phút điện phân thì pH trong bể điện phân khoảng là

8, ở pH này có cả kết tủa của Fe(OH)2 và Fe(OH)3 là chất keo tụ. Điều này giúp giải

thích khi pH của NRR đầu vào là 7 hiệu suất xử lý COD là cao nhất. Khi pH đầu

vào của NRR < 7 với thời gian điện phân 60 phút pH trong bể điện phân khoảng <

8. Như vậy nếu pH trong bể điện phân < 8 Fe(OH)2 chưa tạo ra, quá trình keo tụ

điện phân chỉ do một lượng Fe(OH)3 tạo ra theo phương trình (3.3). Điều này giúp

giải thích khi pH của NRR đầu vào < 7 hiệu suất xử lý COD thấp.

Ở pH thấp = 5 và 6 (nồng độ H+ cao) làm cho phản ứng thủy phân (3.9) khó

diễn ra. Nghĩa là lượng chất keo tụ tạo ra thấp làm cho hiệu suất xử lý COD bằng

keo tụ chỉ đạt 50,0 và 69,62%. Mặt khác, nồng độ OH- cao (pH > 8) tạo điều kiện

cho phản ứng 3.1 diễn ra làm tăng lượng oxy trong dung dịch. Do khả năng oxy hóa

mạnh của oxy, phản ứng với Fe trên bề mặt các điện cực tạo ra lớp oxit sắt làm thụ

động một phần bề mặt điện cực làm giảm khả năng tạo ion sắt, làm giảm lượng chất

keo tụ dẫn tới hiệu suất xử lý chất gây ô nhiễm giảm. Ngoài ra khi pH cao (nồng độ

OH- cao) làm chậm quá trình oxi hóa nước ở phản ứng (1.5) do đó giá trị pH > 8

làm giảm hiệu suất xử lý. Ở pH = 8, nó có thể đạt hiệu quả cao trên 70% vì Fe(OH)3

được tạo thành trong dung dịch ổn định, không bị hòa tan và có thể hấp thụ chất ô

78

nhiễm lơ lửng trong nước thải. Tuy nhiên, tại 2 giá trị pH đầu vào = 7 và 8 thì hiệu

suất xử lý COD khi pH = 7 chỉ cao hơn 1,91% so với hiệu suất tại pH = 8.

Mohammad Al-Shannag và cộng sự (2012) nghiên cứu về vấn đề này cho thấy hiệu

suất xử lý COD bằng điện cực sắt cao nhất ở pH = 7,5 [158]. Li và cộng sự (2011)

cũng làm nghiên cứu tương tự xử lý NRR bằng điện cực sắt với mật độ dòng 2,98

mA/cm2 cho kết quả hiệu suất xử lý COD cao nhất ở pH = 6,7 [37]. Nghiên cứu của

Kobya và cộng sự (2003) chỉ ra hiệu suất xử lý COD trong nước thải khi dùng quá

trình EC với điện cực sắt cao nhất ở pH = 7 [159].

Trong dung dịch khả năng phân ly của các chất hữu cơ ở các pH khác nhau là

khác nhau. Do đó đối với COD, chất màu hữu cơ khi có sự thay đổi pH làm cho quá

trình phân ly thay đổi dẫn tới hiệu suất xử lý phụ thuộc vào pH.

Như vậy để xử lý COD bằng điện cực sắt ta có thể chọn pH của NRR đầu

vào khoảng từ 7 - 8.

3.1.2.2. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý amoni

Ảnh hưởng của pH đầu vào của NRR đến hiệu suất xử lý amoni thể hiện ở

hình 3.7:

Hình 3.7 cho thấy, khi giá trị pH đầu vào của nước thải thay đổi từ 5 đến 10

thì hiệu suất xử lý amoni đạt được thay đổi theo hai giai đoạn. Giai đoạn thứ nhất:

khi pH đầu vào dao động từ 5 đến 8 thì hiệu suất xử lý tăng dần từ 14,33 lên

24,88%. Tại giá trị pH = 8, hiệu suất xử lý NH4+ tốt nhất. Khi qua ngưỡng pH = 8

thì hiệu suất xử lý bắt đầu giảm dần (từ 24,88 xuống 11,23%). Như vậy, hiệu suất

xử lý amoni đạt đỉnh ở pH đầu vào từ 7 đến 8, tại pH = 7 là 22,63 và pH = 8 là

24,88%. Kết quả hiệu suất xử lý amoni thay đổi theo sự thay đổi pH được giải thích

như sau:

Theo giản đồ 1.8, trong cân bằng (3.8) nếu pH thấp tồn tại ở dạng NH4+

chiếm ưu thế, nhưng do cạnh tranh với H+ nên kém hiệu quả trong quá trình điện

phân. Khi pH cao tồn tại ở dạng NH3. Khi ở dạng NH3 không tích điện nên không

xử lý bằng điện hóa. Khi pH thấp làm cho phản ứng (3.1) khó diễn ra dẫn tới lượng

oxy tạo ra ít làm giảm quá trình oxi hóa NH4+.

79

Ngoài ra pH thấp còn làm giảm lượng Fe(OH)3, Fe2O3, Fe3O4 là tác nhân hấp

phụ amoni mặc dù khả năng hấp phụ của chúng kém.

Li và cộng sự (2011) làm nghiên cứu tương tự xử lý NRR bằng điện cực sắt

với mật độ dòng 2,98 mA/cm2 cho kết quả hiệu suất xử lý amoni cao nhất ở pH =

7,5 là 25,3% [37].

Như vậy để xử lý amoni bằng điện cực sắt ta có thể chọn pH của NRR đầu

vào là khoảng từ 7 - 8.

5 6 7 8 9 10

5

10

15

20

25

30

35

HiÖ

u s

uÊt

xö lý a

moni (%

)

pH

Hình 3.7. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý amoni

3.1.2.3. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý TSS

Ảnh hưởng của pH đầu vào của NRR đến hiệu suất xử lý TSS thể hiện ở hình

3.8:

Hình 3.8 cho thấy hiệu suất xử lý TSS cao nhất đạt được là 39,09% ở pH = 8.

Ngoài ra, khi giá trị pH quá thấp, phản ứng khử nước trên điện cực âm bị giảm,

khiến cho lượng khí H2 và lượng OH- giảm. Điều này đồng nghĩa lượng kết tủa, tạo

bông và quá trình nổi lên trên mặt dung dịch của TSS sẽ bị giảm một cách đáng kể,

làm giảm hiệu suất xử lý TSS.

80

Ơ pH = 5 và 6 hiệu xuất xử lý TSS chỉ đạt 13,44 và 15,75%. Mặt khác, nồng

độ OH- cao trong dung dịch dẫn đến khả năng oxy hóa mạnh của oxy, phản ứng với

Fe trên bề mặt các điện cực và ảnh hưởng đến khả năng loại bỏ chất gây ô nhiễm.

Do đó giá trị pH tăng làm giảm hiệu quả xử lý. Ở pH = 8, nó có thể đạt hiệu suất

cao nhất với khoảng 39,09% vì Fe(OH)3 được tạo thành trong dung dịch ổn định,

không bị hòa tan và có thể hấp thụ chất ô nhiễm lơ lửng trong nước thải. Điều này

giúp cho phần lớn các chất rắn lơ lửng có thể loại bỏ sau quá trình xử lý. Kết quả

nghiên cứu của Mohammad Al-Shannag và cộng sự (2012) cho thấy hiệu suất xử lý

TSS của điện cực sắt cao nhất ở pH = 7,5 [158].

5 6 7 8 9 10

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

60

HiÖ

u s

uÊt

xö lý T

SS (

%)

pH

Hình 3.8. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý TSS

Hiệu suất xử lý TSS thay đổi theo sự thay đổi pH có thể còn được giải thích

là do khi pH thay đổi các hạt chất rắn lơ lửng sẽ tích điện âm hay dương tùy thuộc

vào khoảng pH. Như vậy khi được tích điện khác nhau cũng ảnh hưởng đến quá

trình keo tụ.

Như vậy để xử lý TSS bằng điện cực sắt ta có thể chọn pH của NRR đầu vào

khoảng từ 7,5 - 8.

3.1.2.4. Ảnh hưởng của các pH đến hiệu suất xử lý độ màu

81

Ảnh hưởng của pH đầu vào của NRR đến hiệu suất xử lý độ màu thể hiện ở

hình 3.9:

5 6 7 8 9 10

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100H

iÖu s

uÊt

xö lý ®

é m

µu (

%)

pH

Hình 3.9. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý độ màu

Từ hình 3.9 trên cho thấy hiệu suất xử lý độ màu tại các giá trị pH khác nhau

biến đổi theo một đường cong đỉnh hiệu suất đạt được tại giá trị pH = 8 với hiệu

suất là 72,2%. Khi dung dịch NRR có tính axit hoặc bazơ thì hiệu suất đạt được

thấp hơn. Cụ thể, tại pH = 5, màu của dung dịch sau điện phân có màu tối. Khi pH

được điều chỉnh lên 6 nhận thấy màu của dung dịch sau điện phân thay đổi khá rõ

ràng với hiệu suất thu được lên đến 40%. Các chất gây màu được loại bỏ tốt nhất tại

pH = 8. Tuy nhiên, khi pH càng cao thì hiệu suất xử lý lại đi xuống với độ dốc lớn.

Đặc biệt, tại pH = 10 hiệu suất đạt được chỉ còn xấp xỉ 35%. Hiện tượng này là do

các hạt keo tụ (hydroxit kim loại, polyme hydroxit kim loại) được tạo thành nhiều

và ít tan trong môi trường trung tính. Trái lại, trong môi trường axit các hydroxit

kim loại bị thủy phân, còn trong môi trường có tính kiềm, oxy trong dung dịch tham

gia phản ứng với kim loại sắt tạo thành một lớp màng oxit cản trở phản ứng điện

phân diễn ra. Kết quả là lượng chất keo tụ bị ít đi, hiệu suất của xử lý đạt được

không cao.

82

Khả năng phân ly của chất màu hữu cơ ở các pH khác nhau là khác nhau. Do

đó khi có sự thay đổi pH làm cho quá trình phân ly thay đổi dẫn tới hiệu suất xử lý

thay đổi.

Như vậy để xử lý độ màu bằng điện cực sắt ta có thể chọn pH của NRR đầu

vào khoảng là 7 - 8.

Trong phần này, đã nghiên cứu về ảnh hưởng của các giá trị pH đầu vào khác

nhau của nước thải đến khả năng xử lý NRR bằng phương pháp EC với điện cực

sắt. Kết quả cho thấy, khi môi trường nước thải có tính axit hoặc bazơ thì khả năng

loại bỏ chất ô nhiễm đều không cao. Lakshmi và cộng sự (2011 và 2013) [51, 52]

cũng chỉ ra rằng các điều kiện pH có ý nghĩa khác nhau về tính chất hóa lý của các

chất keo tụ như: độ hòa tan của các hydroxit kim loại, độ dẫn điện của hydroxit kim

loại và kích thước của các hạt keo của các phức chất keo tụ. Nghiên cứu cũng chỉ ra

môi trường trung tính và hơi kiềm tạo ra các hydroxit kim loại có khả năng keo tụ

tốt. Vì vậy, môi trường trung tính và kiềm yếu thích hợp hơn cho quá trình EC. Kết quả

nghiên cứu luận án cũng cho thấy, tại môi trường trung tính (pH = 7 - 8) hiệu suất xử

lý COD, amoni, TSS và độ màu đều đạt hiệu suất cao nhất. Cụ thể ở bảng 3.3:

Bảng 3.3. Hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR

tại các giá trị pH khác nhau

(J = 3,896 mA/cm2, thời gian điện phân 60 phút, khoảng cách điện cực 1 cm)

pH Hiệu suất xử lý (%)


5 50,00 14,33 16,65 24,11

6 69,62 22,02 18,95 40,99

7 73,91 22,63 30,55 67,1

8 72,00 24,88 39,93 72,2

9 62,90 19,22 19,26 50,71

10 43,75 11,23 15,74 34,58

83

Từ bảng 3.3 có thể thấy rằng: hiệu suất xử lý đạt cao nhất tại hai giá trị pH =

7 và 8. Nghiên cứu ảnh hưởng của pH đầu vào của NRR cũng chỉ ra là khi pH > 8

thì hiệu suấ xử lý COD, amoni, TSS và độ màu đều giảm. Thời gian điện phân càng

tăng thì pH càng tăng (theo hình 3.5) dẫn tới hiệu suất xử lý giảm. Đây cũng là cơ

sở để giải thích khi thời gian điện phân lớn hơn 60 phút thì hiệu suất xử lý tăng ít

hoặc không tăng. Mặt khác, pH đầu vào vào NRR của BCL Nam Sơn vào khoảng 8

vì vậy lựa chọn pH đầu vào là khoảng 7 - 8 cho nghiên cứu này để tiết kiệm hóa

chất điều chỉnh pH và chi phí.

3.1.3. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực sắt đến hiệu suất xử lý COD, amoni,

TSS và độ màu

Để nghiên cứu ảnh hưởng của các khoảng cách giữa hai bản điện cực đến

hiệu suất xử lý NRR bằng quá trình EC. Các thí nghiệm được tiến hành nhằm khảo

sát ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến khả năng loại bỏ COD, amoni, TSS và

độ màu với hệ EC được sử dụng bằng các điện cực sắt. Các giá trị khoảng cách thay

đổi được lựa chọn là: 1, 3, 5, và 7 cm. Lấy mẫu tại thời điểm 60 phút phản ứng, mật

độ dòng 3,896 mA/cm2, pH là pH đầu vào của NRR.

3.1.3.1. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý COD

Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý COD thể hiện ở

hình 3.10:

Từ hình 3.10 cho thấy hiệu suất xử lý COD tỷ lệ nghịch với độ lớn khoảng

cách điện cực. Hiệu suất xử lý COD đạt được tốt nhất tại khoảng cách điện cực là

1cm với 76,79% lượng chất hữu cơ được loại bỏ. Khi khoảng cách giữa hai bản

điện cực càng xa thì hiệu suất xử lý càng thấp. Cụ thể, hiệu suất xử lý COD chỉ còn

50,00 và 45,65% tương ứng với d = 5 cm và d = 7 cm.

Trên thực tế, trong suốt quá trình EC, khi hiệu điện thế đặt trên các bản điện

cực bắt đầu hình thành một lớp màng hydroxit kim loại được tạo ra cản trở phản

ứng trên bề mặt các điện cực. Khi khoảng cách điện cực tăng, để duy trì được một

mật độ dòng là hằng số trong suốt quá trình này thì hiệu điện thế đặt giữa các bản

điện cực phải tăng lên đồng nghĩa điện trở suất tăng. Tuy nhiên điện trở suất tăng

làm cho tốc độ phản ứng trên bề mặt điện cực bị giảm xuống đồng nghĩa với việc

84

các chất keo tụ, kết tủa bông và tuyển nổi tạo thành ít đi, hiệu suất xử lý COD cũng

bị giảm.

1 2 3 4 5 6 7

10

20

30

40

50

60

70

80H

iÖu s

uÊt

xö lý C

OD

(%

)

Kho¶ng c¸ch ®iÖn cùc (cm)

Hình 3.10. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý COD

Sự tăng lên của hiệu điện thế trên các điện cực tuân theo công thức 3.3 [58]:

.

IR

dI

A k 3.3

Trong đó: ղIR - Hiệu điện thế đặt vào điện cực;

I – Cường độ dòng, A;

d - Khoảng cách giữa các bản điện cực, m;

A - Bề mặt hoạt động của các điện cực, m2;

k - Độ dẫn điện

Từ phương trình trên có thể thấy rằng: khi diện tích bề mặt điện cực và độ

dẫn điện của dung dịch nước thải không thay đổi, độ lớn của hiệu điện thế tỷ lệ

thuận với khoảng cách của các điện cực. Mà hiệu điện thế tăng lên sẽ làm tiêu tốn

nhiều năng lượng do đó không được khuyến khích trong phương pháp EC xử lý

chất ô nhiễm.

85

Bên cạnh đó khi khoảng cách điện cực càng xa các phản ứng trên bề mặt điện

cực trở nên khó khăn hơn do tính kháng trở khi điện trở tăng lên. Do đó, phản ứng

khử nước trên điện cực âm và phản ứng hòa tan kim loại trên điện cực dương bị

giảm (phản ứng (1.2)), khiến cho lượng khí H2 và lượng OH- (phản ứng (1.5)) giảm.

Đồng nghĩa lượng kết tủa, tạo bông (phản ứng (1.4)) và tuyển nổi (phản ứng (1.5))

sẽ bị giảm một cách đáng kể. Dẫn đến khoảng cách điện cực lớn hiệu suất xử lý

COD nhỏ.

Rodríguez và cộng sự (2012) [57], cũng chỉ ra khoảng cách điện cực ảnh

hưởng đến sự hình thành các bông keo và hạt keo tụ của phản ứng. Solanki và cộng

sự (2008) cho rằng khoảng cách quá lớn giữa các điện cực làm giảm đáng kể sự

hình thành của bông keo [58]. Cho nên, khoảng cách điện cực nhỏ là lựa chọn tốt

cho quá trình keo tụ điện hóa.

Ngoài ra khi khoảng cách điện cực lớn cũng ảnh hưởng đến sự di chuyển của

các sản phẩm điện phân dẫn tới hiệu suất xử lý thay đổi.

Trong quá trình nghiên cứu khi thử nghiệm với khoảng cách cách điện cực <

1 cm thấy quá trình điện phân không ổn định (đôi khi còn có hiện tượng đoản mạch)

nguyên nhân là do trong NRR có TSS cao. Vì vậy, không thể tiến hành ở khoảng

cách điện cực < 1 cm.

Như vậy để xử lý COD bằng điện cực sắt ta có thể chọn khoảng cách giữa

các điện cực là 1 cm.

3.1.3.2. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý amoni

Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý amoni thể hiện ở

hình 3.11:

Hình 3.11 cho thấy, hiệu suất xử lý amoni tỷ lệ nghịch với độ lớn khoảng

cách điện cực.

Tại khoảng cách điện cực là 1 cm NH4+ được xử lý tốt nhất với hiệu suất đạt

được là 23,64%. Khi khoảng cách điện cực bắt đầu dao động lớn hơn lên 3, 5 và

cuối cùng là 7 cm thì các hiệu suất xử lý giảm dần. Như vậy, rõ ràng là tại khoảng

cách điện cực d = 1 cm, hiệu suất xử lý amoni là cao nhất.

86

1 2 3 4 5 6 7

10

12

14

16

18

20

22

24

26

28

HiÖ

u s

uÊt

xö lý a

moni (%

)


Hình 3.11. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý amoni

Quá trình xử lý amoni phụ thuộc rất lớn vào quá trình điện phân. Khi khoảng

cách điện cực tăng làm giảm quá trình tạo ra các chất oxi hóa là oxy …, các chất

hấp phụ Fe(OH)3, Fe2O3, Fe3O4 làm cho hiệu suất xử lý amoni giảm.

Như vậy để xử lý amoni bằng điện cực sắt ta có thể chọn khoảng cách giữa


3.1.3.3. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đên hiệu suất xử lý TSS

Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý TSS thể hiện ở hình

3.12:

Hình 3.12 cho thấy hiệu xuất xử lý TSS giảm nhanh từ 38,61 xuống 10,54%

tương ứng với các giá trị khoảng cách 1 cm và 7 cm. Trên thực tế, khi tiến hành điện

phân thì hydroxit kim loại được hình thành trên cực dương cản trở các phản ứng diễn ra

trên các bề mặt điện cực và thậm chí sức kháng trở này tăng khi các khoảng cách giữa

hai điện cực tăng lên.

Ngoài ra, khi khoảng cách điện cực tăng lên, điện trở giữa hai cực âm và dương

tăng lên làm ức chế tốc độ oxy hóa của cực dương. Khi phản ứng oxy hóa cực dương bị

chậm lại, số lượng các cation kim loại được tạo ra cũng bị giảm đi. Mà các cation này lại

87

đóng vai trò chính trong việc tạo thành các chất keo tụ. Do đó, khi khoảng cách điện cực

tăng lên thì khả năng liên kết của các hạt bị thấp đi, hiệu suất xử lý chất lơ lửng trong

nước thải cũng sẽ bị giảm đi.

Như vậy để xử lý TSS bằng điện cực sắt ta có thể chọn khoảng cách giữa các

điện cực là 1 cm.

1 2 3 4 5 6 7

5

10

15

20

25

30

35

40

HiÖ

u s

uÊt

xö lý T

SS (

%)


Hình 3.12. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý TSS

3.1.3.4. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý độ màu

Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý độ màu thể hiện ở

hình 3.13:

Từ hình 3.13 có thể thấy hiệu suất xử lý độ màu giảm khi khoảng cách giữa các

điện cực tăng lên. Cụ thể, tại khoảng cách là 1 cm hiệu suất hiệu suất xử lý độ màu là

71,67% con số này giảm xuống 28,5% khi khoảng cách điện cực 7 cm. Kết quả được

giải thích như với xử lý TSS.

88

1 2 3 4 5 6 7

20

30

40

50

60

70

80

HiÖ

u s

uÊt

xö lý ®

é m

µu (

%)


Hình 3.13. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý độ màu


tại các giá trị khoảng cách giữa các điện cực khác nhau

(J = 3,896 mA/cm2, thời gian điện phân 60 phút)

Khoảng

cách điện

cực (cm)



1 76,79 23,64 38,61 71,67

3 63,71 20,38 27,21 64,20

5 50,00 14,85 21,10 44,10

7 45,65 10,54 8,02 28,50

Khi khoảng cách điện cực tăng làm giảm quá trình tạo ra các chất oxi hóa là

oxy và Fe3+ (các chất oxi hóa này là tác nhân oxi hóa gốc màu), cũng làm giảm các

chất hấp phụ Fe(OH)3, Fe2O3, Fe3O4 làm cho quá trình hấp phụ màu giảm dẫn đến

hiệu suất xử lý độ màu giảm.

89

Như vậy để xử lý độ màu bằng điện cực sắt ta có thể chọn khoảng cách giữa


Kết quả nghiên cứu ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý

COD, amoni, TSS và độ màu chỉ ra ở bảng 3.4:

Bảng 3.4 cho thấy tại khoảng cách điện cực 1 cm cho hiệu suất xử lý đạt cao nhất

với hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu lần lượt là: 76,79; 23,64; 38,61 và

71,67%. Khi khoảng cách giữa các bản điện cực tăng hiệu suất xử lý chất ô nhiễm giảm

mạnh. Trong nghiên cứu này không thể giảm được khoảng cách điện cực xuống nhỏ hơn

1 cm do đặc thù của NRR Nam Sơn có hàm lượng TSS cao gây mất ổn định cho quá

trình điện phân. Do đó, khoảng cách điện cực 1 cm được lựa chọn áp dụng cho nghiên

cứu.

Kết quả nghiên cứu cho thấy ở cường động dòng điện J = 3,896 mA/cm2, pH

NRR là khoảng 7 - 8 và khoảng cách điện cực 1 cm là điều kiện thích hợp cho quá

trình EC.

3.1.4. So sánh hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu khi sử dụng điện cực

sắt và nhôm

Vật liệu điện cực là một trong các thông số ảnh hưởng trực tiếp đến phản ứng

điện phân diễn ra bên trong dung dịch. Trong quá trình EC, anot hòa tan và chất keo

tụ đóng vai trò là yếu tố quan trọng quyết định hiệu quả của phương pháp.

Để nghiên cứu ảnh hưởng của vật liệu điện cực đến hiệu suất xử lý NRR

bằng quá trình EC. Một loạt các thí nghiệm được tiến hành nhằm khảo sát ảnh

hưởng của vật liệu điện cực là sắt và nhôm đến khả năng loại bỏ COD, amoni, TSS

và độ màu.


- Nghiên cứu ảnh hưởng của thời gian điện phân:

J = 3,896 mA/cm2;

pH: là pH đầu vào của NRR;

Điện cực: nhôm và sắt;

Khoảng cách điện cực 1cm;

Thời gian điện phân: thay đổi thời gian điện phân từ 10 – 80 phút.

90

- Nghiên cứu ảnh hưởng của pH đầu vào của NRR:

J = 3,896 mA/cm2;

pH: pH đầu vào thực nghiệm tại các giá trị 5, 6, 7, 8, 9 và 10;


Khoảng cách điện cực 1cm;

Thời gian điện phân: 60 phút.

- Nghiên cứu ảnh hưởng của khoảng cách điện cực:

J = 3,896 mA/cm2;

pH: là pH đầu vào của NRR;


Khoảng cách điện cực: 1, 3, 5, 7 cm;

Thời gian điện phân: 60 phút.

3.1.4.1. So sánh hiệu suất xử lý COD khi sử dụng điện cực sắt và nhôm ở các thời

gian điện phân khác nhau

Kết quả ảnh hưởng của thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý COD bằng

quá trình EC với điện cực nhôm và sắt được thể hiện ở hình 3.14.

Từ hình 3.14 cho thấy ở cùng điều kiện thì hiệu suất xử lý COD bằng điện

cực nhôm kém hơn điện cực sắt. Cụ thể ở thời gian 60 phút hiệu suất xử lý COD

của điện cực nhôm là 44,83% trong khi đó của điện cực sắt là 76,79%. Sau 60 phút

hiệu suất xử lý của cả hai loại điện cực đều không đổi. Kết quả nghiên cứu của Li

và cộng sự năm (2011) [37] trong điều kiện tương đồng cho thấy hiệu suất xử lý

COD của điện cực sắt cao hơn hẳn điện cực nhôm. Điều này cho thấy để xử lý COD

bằng phương pháp EC thì điện cực sắt tốt hơn điện cực nhôm.

Điện cực sắt có hiệu suất xử lý cao hơn điện cực nhôm là do:

Theo định luật Faraday ở công thức 3.1, khi cùng các điều kiện về thời gian

phản ứng, cường độ dòng điện (mật độ dòng) thì trong một đơn vị thời gian nồng độ

ion Fe2+ (chuyển 2e) giải phóng vào dung dịch là 28It/FV g/l trong khi đó nếu điện

cực nhôm chỉ tạo ra 9It/FV g/l ion Al3+ (chuyển 3e). Như vậy trong một đơn vị thời

gian lượng chất keo tụ tạo ra từ điện cực sắt nhiều hơn điên cực nhôm dẫn tới hiệu

suất xử lý COD cửa điện cực sắt cao hơn điện cực nhôm.

91

Quá trình keo tụ điện hóa với điện cực sắt theo phản ứng (3.2) Fe2+ chuyển

thành Fe3+ là tác nhân oxi hóa tốt đóng góp cho quá trình xử lý COD. Trong khi đó

điện cực nhôm không có quá trình này.

Từ phản ứng (3.3) cho thấy trong quá trình EC điện cực sắt tạo ra cả Fe(OH)2

và Fe(OH)3 đều là tác nhân cho quá trình keo tụ.

Khi điện phân điện cực sắt còn tạo ra Fe(OH)3, Fe2O3 và Fe3O4 là các tác

nhân hấp phụ dẫn tới hiệu suất xử lý COD của điện cực sắt cao hơn điện cực nhôm.

Như vậy để xử lý COD trong NRR chọn điện cực sắt.

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

0

10

20

30

40

50

60

70

80

Thêi gian (phót)

Fe

Al

HiÖ

u s

uÊt

xö lý C

OD

(%

)

Hình 3.14. Ảnh hưởng của thời gian điện phân

với điện cực nhôm và sắt đến hiệu suất xử lý COD

3.1.4.2. So sánh hiệu suất xử lý amoni khi sử dụng điện cực sắt và nhôm ở các thời


Kết quả ảnh hưởng của thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý amoni bằng

quá trình EC với điện cực nhôm và sắt được thể hiện ở hình 3.15.

Từ hình 3.15. ta thấy, hiệu suất xử lý của amoni tăng khi thời gian tăng từ 0

đến 80 phút. Trong thời gian 40 phút đầu tiên, hiệu suất xử lý amoni của điện cực

nhôm thấp hơn sắt. Đến khoảng 40 phút hiệu suất xử lý bằng nhau. Khi thời gian

92

điện phân kéo dài thêm 20 phút thì hiệu suất xử lý amoni với điện cực nhôm tiếp tục

tăng lên là 26,46% nhưng với điện cực sắt chỉ là 23,64%. Tiếp tục tăng thời gian

điện phân lên đến 80 phút thì hiệu suất xử lý của điện cực sắt tăng không đáng kể

lên 24,79%. Trong khi đó với điện cực nhôm vẫn tăng nhanh lên 30,24%. Nghiên

cứu của Uǧurlu (2004) [93] cho thấy hiệu suất xử lý amoni trong nước thải nhà máy

giấy của điện cực nhôm lên tới 80% cao hơn so với điện cực sắt.

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

5

10

15

20

25

30

35

Fe

Al

HiÖ

u s

uÊt

xö lý a

moni (%

)

Thêi gian (phót)


với điện cực nhôm và sắt đến hiệu suất xử lý amoni

Quá trình xử lý amoni bằng EC không phải là quá trình keo tụ điện hóa mà

nó là quá trình điện hóa. Theo hình 1.3 và 1.4 thì quá trình điện phân của nhôm và

sắt có sự khác nhau ở cùng pH. Hiệu suất xử lý của amoni của nhôm và sắt có thể

được giải thích là theo thời gian điện phân pH của dung dịch tăng dần. Ở khoảng

thời gian trước 40 phút với điện cực sắt pH chưa cao quá trình điện phân tạo ra

Fe(OH)2 và Fe(OH)3 nhưng khi sau 40 phút pH cao hơn chỉ tạo ra Fe(OH)3. Như

vậy quá trình điện phân với điện cực sắt điễn biến qua 2 trạng thái trong khi đó

nhôm không có. Đây cũng có thể là lý do giải thích ban đầu hiệu suất xử lý amoni

93

của điện cực sắt cao hơn điện cực nhôm nhưng sau khoảng hơn 40 phút phản ứng

thì nhôm cao hơn sắt.

Kết quả nghiên cứu của Li và cộng sự năm (2011) [37] trong điều kiện tương đồng

và với thời gian điện phân từ 5 đến 50 phút cho thấy hiệu suất xử lý amoni trong NRR của

điện cực sắt cao hơn điện cực nhôm, nhưng cao hơn không nhiều. Trong khi đó kết quả

nghiên cứu của Ilhan và cộng sự (2008) [36] lại cho thấy với thời gian điện phân từ 0 đến

30 phút hiệu suất xử lý amoni trong NRR của điện cực nhôm cao hơn điện cực sắt.

Như vậy để xử lý amoni trong NRR có thể chọn điện cực nhôm hay sắt là

phụ thuộc vào thời gian điện phân lựa chọn.

3.1.4.3. So sánh hiệu suất xử lý TSS khi sử dụng điện cực sắt và nhôm ở các thời


Kết quả ảnh hưởng của thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý amoni bằng

quá trình EC với điện cực nhôm và sắt được thể hiện ở hình 3.16:

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

10

20

30

40

Fe

Al

HiÖ

u s

uÊt

xö lý T

SS (

%)

Thêi gian (phót)


với điện cực nhôm và sắt đến hiệu suất xử lý TSS

Từ hình 3.16 cho thấy khi tăng thời gian điện phân hiệu suất xử lý TSS của

cả điện cực nhôm và sắt đều tăng. Cụ thể, hiệu suất xử lý TSS bằng điện cực Al là

94

32,02% của sắt là 39,89% sau 80 phút điện phân. Hiệu suất xử lý TSS của điện cực

sắt cao hơn điện cực nhôm cũng được giải thích tương tự như với xử lý COD của

hai loại điện cực này.

Như vậy để xử lý TSS trong NRR chọn điện cực sắt.

3.1.4.4. So sánh hiệu suất xử lý độ màu khi sử dụng điện cực sắt và nhôm ở các thời


Kết quả ảnh hưởng của thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý độ màu bằng


0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

0

20

40

60

80

Thêi gian (phót)

Fe

Al

HiÖ

u s

uÊt

xö lý ®

é m

µu (

%)


với điện cực nhôm và sắt đến hiệu suất xử lý độ màu

Từ hình 3.17, có thể thấy sau 60 phút điện phân hiệu suất xử lý độ màu

61,1% khi dùng điện cực nhôm 71,67% với điện cực sắt. Điều này được giải thích

như với xử lý bằng điện cực sắt ở trên. Hiệu suất xử lý độ màu của điện cực sắt cao

hơn điện cực nhôm cũng được giải thích tương tự như với xử lý COD của hai loại

điện cực này. Với điện cực sắt có quá trình oxi hóa chất màu hữu cơ do sắt III và

quá trình hấp phụ chất màu do Fe(OH)3, Fe2O3 và Fe3O4 mà điện cực nhôm không

có quá trình này.

95

Như vậy để xử lý độ màu trong NRR chọn điện cực sắt.

Ảnh hưởng của thời gian điện phân đến hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và

độ màu của điện cực sắt và nhôm thể hiện ở bảng 3.5.

Bảng 3.5 cho thấy hiệu suất xử lý COD, TSS và độ màu của điện cực sắt cao

hơn hẳn so với điện cực nhôm ở tất cả các khoảng thời gian điện phân. Trong khi đó

hiệu suất xử lý amoni của điện cực sắt và điện cực nhôm lại phụ thuộc vào khoảng

thời gian điện phân. Như vậy chọn điện cực sắt cho nghiên cứu xử lý NRR bằng

EC.

Bảng 3.5. Hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu

trong NRR của điện cực sắt và nhôm ở thời gian điện phân khác nhau

(J = 3,896 mA/cm2, khoảng cách điện cực 1 cm)

Thời

gian

phản

ứng

(phút)



Fe Al Fe Al Fe Al Fe Al

10 42,86 6,90 6,64 5,46 9,83 6,71 27,90 19,90

20 58,93 17,24 11,71 8,19 15,95 9,12 46,75 32,91

30 69,64 22,41 14,06 11,34 23,98 14,2 54,56 41,24

40 73,21 37,93 17,770 18,48 30,46 23,4 59,10 45,85

60 76,79 44,83 23,64 26,46 38,61 27,1 71,67 58,98

80 79,29 44,83 24,79 30,24 38,97 29,1 79,39 66,64

3.1.4.5. So sánh hiệu suất xử lý COD khi sử dụng điện cực sắt và nhôm ở các pH đầu

vào của nước rỉ rác khác nhau

Kết quả ảnh hưởng của pH đầu vào của NRR đến hiệu suất xử lý COD bằng


Từ hình 3.18 cho thấy hiệu suất xử lý COD tại các giá trị pH khác nhau biến

đổi theo một đường cong đỉnh hiệu suất đạt được hai giá trị pH = 7 – 8 với các hiệu

96

suất tương ứng là 44,83% đối với điện cực nhôm và 73,91% đối với điện cực sắt.

Ngược lại, khi dung dịch NRR có tính axit hoặc bazơ thì hiệu suất đạt được đều

thấp hơn. Cụ thể, tại pH = 5, lượng chất kết tủa tạo thành không nhiều, hiệu suất xử

lý COD của điện cực nhôm và sắt thấp tương ứng là 18,72 và 50,00%. Khi pH được

điều chỉnh lên 6 nhận thấy hiệu suất xử lý tăng lên đến 35,90% với điện cực nhôm

và 69,62% với điện cực sắt. Các hợp chất hữu cơ được loại bỏ tốt nhất tại pH = 7.

Kết quả nghiên cứu cũng chỉ ra hiệu suất xử lý COD tại các giá tri pH khác

nhau của điện cực sắt cao hơn hẳn so với điện cực nhôm và cũng đạt đỉnh ở pH = 7.

Xu hướng thay đổi hiệu suất xử lý COD theo pH đầu vào của NRR với điện cực

nhôm cũng được giải thích như sau: nhôm có ba dạng rõ ràng theo pH là Al3+,

Al(OH)3 và aluminat (AlO2-/AlO3

3-). Chỉ có dạng Al(OH)3 là tác nhân keo tụ. Theo

công thức 3.1 với thời gian điện phân 60 phút và cường độ dòng điện 3A (3,896

mA/cm2) thì nồng độ Al3+ tạo ra là 0,0168 g/l tưng ứng 6,22.10-4 mol/l.

Theo giản đồ 1.3 với nồng độ Al3+ tạo ra là 6,22.10-4 mol/l thì khoảng từ pH

= 5 mới có kết tủa của Al(OH)3. Như vậy ở khoảng pH thấp 5, 6 thì lượng Al(OH)3

ít dẫn tới hiệu suất xử lý COD thấp. Theo giản đồ 1.3 thì Al(OH)3 kết tủa tốt nhất ở

khoảng pH gần 7. Điều này giúp giải thích là ở pH đầu vào của NRR là 7 thì hiệu

suất xử lý COD cao nhất. Nếu pH cao > 8 thì nhôm trong bể điện phân chuyển dần

sang dạng aluminat làm giảm lượng chất keo tụ dẫn tới hiệu suất xử lý COD giảm.

Ngoài ra khi pH cao cũng tương tự như điện cực sắt có quá trình oxi hóa điện cực

bởi oxy tạo oxit nhôm làm thụ động điện cực một phần cũng làm cho hiệu suất xử

lý COD giảm.

Tác nhân keo tụ của điện cực sắt là cả Fe(OH)2 và Fe(OH)3 tùy thuộc vào pH

nó cũng có thể làm cho hiệu suất xử lý COD của điện cực sắt cao hơn điện cực

nhôm.

Hiệu suất xử lý COD của điện cực sắt cao hơn điện cực nhôm ở các pH

nghiên cứu cũng được giải thích là do điện cực sắt ngoài quá trình keo tụ điện hóa

còn có quá trình oxi hóa và quá trình hấp phụ làm tăng hiệu suất xử lý COD.

97

5 6 7 8 9 10

0

10

20

30

40

50

60

70

80 Fe

Al

HiÖ

u s

uÊt

xö lý C

OD

(%

)

pH

Hình 3.18. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý COD

với điện cực nhôm và sắt

3.1.4.6. So sánh hiệu suất xử lý amoni khi sử dụng điện cực sắt và nhôm ở các pH đầu


Kết quả ảnh hưởng của pH đầu vào của NRR đến hiệu suất xử lý amoni bằng


Hình 3.19 cho thấy, khi giá trị pH đầu vào của NRR thay đổi từ 5 đến 10 thì

hiệu suất xử lý amoni đạt được thay đổi theo hai giai đoạn. Giai đoạn thứ nhất: khi

pH đầu vào dao động từ 5 đến 8 thì hiệu suất xử lý tăng dần từ 14,33% với điện cực

sắt và 15,87% với điện cực nhôm lên tương ứng là 24,88 và 26,46%. Tại giá trị pH

= 8, hiệu suất xử lý NH4+ tốt nhất. Khi qua ngưỡng pH = 8 thì hiệu suất xử lý bắt

đầu giảm dần (từ 24,88 xuống 11,23% đối với điện cực sắt và từ 26,46 xuống

15,76% đối với điện cực nhôm). Như vậy, hiệu suất xử lý cao nhất đạt tại pH = 8.

Kết quả cho thấy hiệu suất xử lý amoni của điện cực nhôm cao hơn điện cực sắt.

98

5 6 7 8 9 10

5

10

15

20

25

30

35

Fe

Al

HiÖ

u s

uÊt

xö lý a

moni (%

)

pH

Hình 3.19. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý amoni


Nghiên cứu của Theo Uǧurlu (2004) [93] cũng cho kết quả hiệu suất xử lý

amoni của điện cực nhôm cao hơn điện cực sắt.

3.1.4.7. So sánh hiệu suất xử lý TSS khi sử dụng điện cực sắt và nhôm ở các pH đầu vào

của nước rỉ rác khác nhau

Kết quả ảnh hưởng của pH đầu vào của NRR đến hiệu suất xử lý TSS bằng


Hình 3.20 cho thấy tại các giá trị pH hiệu suất xử lý TSS của sắt cao hơn của

nhôm và cùng cao nhất ở pH = 8 với hiệu suất xử lý 39,93% với điện cực sắt và

35,83% với điện cực nhôm. Khi pH > 8 xu thế hiệu suất xử lý của điện cực nhôm

giảm nhanh hơn điện cực sắt.

99

5 6 7 8 9 10

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

60 Fe

Al

HiÖ

u s

uÊt

xö lý T

SS (

%)

pH

Hình 3.20. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý TSS


Sự thay đổi hiệu suất xử lý TSS theo pH đầu vào của NRR với điện cực

nhôm cũng được giải thích tương tự như với xử lý COD.


nó cũng có thể làm cho hiệu suất xử lý TSS của điện cực sắt cao hơn điện cực

nhôm.

Hiệu suất xử lý TSS của điện cực sắt cao hơn điện cực nhôm ở các pH


còn có quá trình oxi hóa và quá trình hấp phụ làm tăng hiệu suất xử lý TSS.

3.1.4.8. So sánh hiệu suất xử lý độ màu khi sử dụng điện cực sắt và nhôm ở các pH đầu


Kết quả ảnh hưởng của pH đầu vào của NRR đến hiệu suất xử lý độ màu

bằng quá trình EC với điện cực nhôm và sắt được thể hiện ở hình 3.21:

100

5 6 7 8 9 10

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

Fe

Al

HiÖ

u s

uÊt

xö lý ®

é m

µu (

%)

pH

Hình 3.21. Ảnh hưởng của pH đến hiệu suất xử lý độ màu


Hình 3.21 cho thấy rõ ràng tại các giá trị pH hiệu suất xử lý độ màu của sắt

cao hơn của nhôm và cùng cao nhất ở pH = 8 với hiệu suất xử lý 72,19% với điện

cực sắt và 65,13% với điện cực nhôm.

Quá trình thay đổi hiệu suất xử lý độ màu theo pH đầu vào của NRR với điện

cực nhôm cũng được giải thích tương tự như với xử lý COD.


nó cũng có thể làm cho hiệu suất xử lý độ màu của điện cực sắt cao hơn điện cực

nhôm.

Hiệu suất xử lý độ màu của điện cực sắt cao hơn điện cực nhôm ở các pH


còn có quá trình oxi hóa (oxi hóa gốc màu) và quá trình hấp phụ (hấp phụ chất màu)

làm tăng hiệu suất xử lý độ màu.

Ảnh hưởng của pH đầu vào của NRR đến hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS

và độ màu với điện cực sắt và nhôm thể hiện ở bảng 3.6.

101


của điện cực sắt và nhôm ở các pH khác nhau

(J = 3,896 mA/cm2,thời gian điện phân 60 phút, khoảng cách điện cực 1 cm)

pH




5 50,00 18,72 14,33 15,87 16,65 13,80 24,11 22,50

6 69,62 35,9 22,02 23,57 18,95 15,24 40,99 35,70

7 73,92 44,83 22,63 25,56 30,55 22,97 67,04 60,20

8 72,00 43,58 24,88 26,46 39,93 35,83 72,19 65,13

9 62,90 30,76 19,22 22,48 19,26 13,05 50,70 45,63

10 43,75 14,20 11,23 15,76 15,74 11,38 34,58 30,32


hơn hẳn so với điện cực nhôm ở tất cả các giá trị pH. Trong khi đó hiệu suất xử lý

amoni của điện cực nhôm lại cao hơn điện cực sắt. Ở môi trường axit (pH < 7) và

môi trường kiềm (pH > 8) thì hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu của cả 2

điện cực nhôm và sắt đều thấp. Hiện tượng này được Park và cộng sự (2002) [50]

giải thích là: mỗi loại ion kim loại trong dung dịch có thể tạo ra các chất keo tụ khác

nhau dẫn tới hiệu suất xử lý chất ô nhiễm cũng khác nhau. Ví dụ, điều kiện kiềm

cao trong dung dịch diện phân hydroxit nhôm và hydroxit sắt tồn tại ở dạng tương

ứng là Al(OH)4và Fe(OH)4

. Những hydroxit này có hoạt động keo tụ kém, sau

đó, thông thường (trừ một số sản phẩm polyaluminum) quá trình keo tụ khó được

thực hiện ở môi trường có tính axit (Fe: pH = 4 - 5 và Al: pH = 5 - 6).

Kết quả này là cơ sở để chọn giá trị pH đầu vào của NRR và loại điện cực

phù hợp. Chọn pH = 7 - 8 cho cả hai loại điện cực vì đây là khoảng pH cho hiệu

suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu cao nhất.

102

3.1.4.8. So sánh hiệu suất xử lý COD khi sử dụng điện cực sắt và nhôm ở các

khoảng cách điện cực khác nhau

Kết quả ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý COD bằng


1 2 3 4 5 6 7

10

20

30

40

50

60

70

80 Fe

Al

HiÖ

u s

uÊt

xö lý C

OD

(%

)


Hình 3.22. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý COD

giữa điện cực nhôm và sắt

Từ hình 3.22 cho thấy hiệu suất xử lý COD tỷ lệ nghịch với độ lớn khoảng

cách điện cực. Hiệu suất xử lý COD đạt được tốt nhất tại khoảng cách điện cực là 1

cm với 76,79% đối với điện cực sắt và 44,83 với điện cực nhôm. Khi khoảng cách

giữa hai bản điện cực càng xa thì hiệu suất thu được càng thấp. Cụ thể, lượng COD

được xử lý chỉ còn 45,65% với điện cực sắt và 22,6% với điện cực nhôm khi

khoảng cách điện cực là 7 cm.

Hiệu suất xử lý COD của điện cực sắt cao hơn điện cực nhôm ở các khoảng

cách điện cực nghiên cứu cũng được giải thích là do điện cực sắt ngoài quá trình

keo tụ điện hóa còn có quá trình oxi hóa và quá trình hấp phụ làm tăng hiệu suất xử

lý COD.

103

3.1.4.9. So sánh hiệu suất xử lý amoni khi sử dụng điện cực sắt và nhôm ở các


Kết quả ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý amoni bằng


Hình 3.23 cho thấy, tại khoảng cách điện cực là 1 cm NH4+ được loại bỏ tốt

nhất với hiệu suất đạt được là 23,64% với điện cực Fe và 26,46% với điện cực

nhôm. Khi khoảng cách điện cực bắt đầu tăng lên 3, 5 và cuối cùng là 7 cm thì các

hiệu suất đạt được nhỏ dần. Đặc biệt, tại khoảng cách điện cực 7 cm hiệu suất xử lý

amoni giảm chỉ còn 10,54% với điện cực sắt và 11,24% với nhôm.

Hiệu suất xử lý amoni của điện cực nhôm cao hơn của điện cực sắt ở các

khoảng cách điện cực khác đã được giải thích ở phần ảnh hưởng của thời gian điện

phân. Như vậy, rõ ràng là tại khoảng cách điện cực 1 cm, hiệu suất xử lý amoni

cũng đạt được là cao nhất.

1 2 3 4 5 6 7

10

12

14

16

18

20

22

24

26

28

Fe

Al

HiÖ

u s

uÊt

xö lý a

moni (%

)


Hình 3.23. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý amoni


3.1.4.10. So sánh hiệu suất xử lý TSS khi sử dụng điện cực sắt và nhôm ở các


104

Kết quả ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý TSS bằng


Hình 3.24 cho thấy ở các khoảng cách điện cực khác nhau hiệu suất xử lý

TSS trong NRR của điện cực sắt luôn cao hơn điện cực nhôm. Xu hướng khi tăng

khoảng cách điện cực hiệu suất xử lý TSS của cả điện cực nhôm và sắt đều giảm. Ở

khoảng các 1 cm hiệu suất xử lý của điện cực sắt là 38,61% của nhôm là 27,1%.

Khi tăng khoảng cách đến 7 cm thì hiệu suất xử lý giảm chỉ còn 8,02% với điện cực

sắt và 6,95% với điện cực nhôm.

Hiệu suất xử lý TSS của điện cực sắt cao hơn của điện cực nhôm ở các

khoảng cách điện cực khác nhau đã được giải thích như với xử lý COD ở trên.

1 2 3 4 5 6 7

5

10

15

20

25

30

35

40

Fe

Al

HiÖ

u s

uÊt

xö lý T

SS (

%)


Hình 3.24. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý TSS


3.1.4.11. So sánh hiệu suất xử lý độ màu khi sử dụng điện cực sắt và nhôm ở các


Kết quả ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý độ màu

bằng quá trình EC với điện cực nhôm và sắt được thể hiện ở hình 3.25:

105

Hình 3.25 cho thấy xu hướng khi tăng khoảng cách điện cực hiệu suất xử lý

độ màu của cả điện cực nhôm và sắt đều giảm. Ở khoảng các 1 cm hiệu suất xử lý

1 2 3 4 5 6 7

20

30

40

50

60

70

80

Fe

AlH

iÖu s

uÊt

xö lý ®

é m

µu (

%)


Hình 3.25. Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý

độ màu với điện cực nhôm và sắt

của điện cực sắt là 71,67% của nhôm là 67,32%. Khi tăng khoảng cách đến 7 cm thì

hiệu suất xử lý giảm chỉ còn 28,44% với điện cực sắt và 20,87% với điện cực nhôm.

Như vậy ở các khoảng cách điện cực khác nhau hiệu suất xử lý độ màu trong NRR

của điện cực sắt luôn cao hơn điện cực nhôm.

Hiệu suất xử lý độ màu của điện cực sắt cao hơn của điện cực nhôm ở các

khoảng cách điện cực khác nhau được giải thích như với xử lý COD ở trên.

Ảnh hưởng của khoảng cách điện cực đến hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS

và độ màu với điện cực sắt và nhôm thể hiện ở bảng 3.7.


hơn hẳn so với điện cực nhôm ở tất cả các khoảng cách điện cực. Trong khi đó hiệu

suất xử lý amoni của điện cực nhôm lại cao hơn điện cực sắt nhưng không nhiều.

Kết quả này là cơ sở để chọn khoảng cách điện cực và loại điện cực phù hợp.

106

Kết quả nghiên cứu hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu của điện

cực nhôm và sắt ở cùng điều kiện thấy điện cực sắt tỏ ra ưu thế hơn về hiệu suất xử

lý COD, TSS và độ màu. Tuy hiệu suất xử lý amoni của điện cực nhôm có cao hơn


của điện cực sắt và nhôm ở các khoảng cách điện cực khác nhau

(J = 3,896 mA/cm2, thời gian điện phân 60 phút)

Khoảng

cách

điện

cực

(cm)




1 76,79 44,83 23,64 26,46 38,61 27,1 71,67 67,32

3 63,71 30,00 20,38 20,80 27,21 25,71 64,25 55,46

5 50,00 26,70 14,85 15,60 21,10 18,93 44,42 37,29

7 45,65 22,60 10,54 11,24 8,02 6,95 28,44 20,87

điện cực sắt nhưng không nhiều. Cùng xử lý một lượng chất ô nhiễm thì năng lượng

tiêu thụ khi dùng điện cực sắt có thể tính được là nhỏ hơn so với điện cực nhôm.

Giá thành điện cực cũng là vấn đề cần quan tâm, mà điện cực sắt có giá thấp hơn

điện cực nhôm. Vì vậy điện cực sắt được lựa chọn cho nghiên cứu này.

So sánh kết quả nghiên cứu ở điều kiện thích hợp với các nghiên cứu trước

đó về hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR bằng quá trình EC

thể hiện ở bảng 3.8:

So sánh kết quả của luận án với các nghiên cứu khác thấy hiệu suất xử lý một

số chỉ tiêu NRR trong nghiên cứu cao và có mức tiêu hao năng lượng thấp.

Nhận xét về quá trình xử lý NRR bằng EC

Nghiên cứu xử lý NRR bằng quá trình EC với điện cực nhôm và điện cực sắt

thì hiệu suất xử lý COD, TSS và độ màu của của điện cực nhôm thấp hơn điện cực

sắt, nhưng hiệu suất xử lý amoni của điện cực nhôm lại cao hơn điện cực sắt sau

107

hơn 40 phút phản ứng. Đây là cơ sở để lựa chọn điện cực trong quá trình EC khi

ứng dụng trong thực tế.

Hầu hết các nghiên cứu trước đều chứng minh hiệu suất xử lý COD của điện

cực sắt cao hơn điện cực nhôm, nhưng nghiên cứu của Ilhan và cộng sự (2008) [36]

lại cho kết quả ngược lại là hiệu suất xử lý COD của điện cực nhôm cao hơn điện

cực sắt.

Bảng 3.8. So sánh hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR

của các nghiên cứu khác nhau ở điều kiện lựa chọn

Nghiên cứu

Hiệu suất xử lý (%) Năng

lượng/m3

NRR

(KWh)

Nguồn COD Amoni TSS Độ màu

Luận án 71 - 77 24 - 25 38 - 40 71 - 72 12,83 -

Bouhezila F. và cs

(2011) 68 15 (TN) - 28 19 [35]

Ilhan F. và cs

(2008) 59 14 - - 12,5 – 19,6 [36]

Li X. và cs (2011) 49,8 38,6 - - - [37]

Catherine R. và cs

(2014) - - - 80* - [61]

Top S. và cs (2011) 45 - - 60 - [62]

Orkun M. O. và cs

(2012) 65,85 - - - - [63]

Shivayogimath

C.B. và cs (2014) 53,3 - - 65 - [21]

Kết quả nghiên cứu cũng cho thấy quá trình EC hiệu quả khi xử lý COD, độ

màu vì COD và độ màu có thể loại bỏ cơ bản bằng quá trình keo tụ điện hóa kết hợp

với quá trình điện hóa như oxi hóa, hấp phụ. Quá trình EC kém hiệu quả khi xử lý

amoni vì khác với quá trình xử lý COD, TSS và độ màu, amoni được xử lý chủ yếu

bằng quá trình điện hóa và quá trình hóa học.

108

Khi nghiên cứu quá trình EC trong xử lý NRR tìm được các điều kiện thích

hợp cho quá trình xử lý là: điện cực sắt, J = 3,896 mA/cm2, pH = 7 - 8, khoảng cách

điện cực là 1 cm, thời gian điện phân là 60 phút.

Kết quả nghiên cứu cho thấy có thể sử dụng quá trình EC để xử lý NRR. Tuy

nhiên nếu chỉ dùng mỗi quá trình EC thì nước thải đầu ra một số chỉ tiêu chưa đạt

yêu cầu xả thải. Cần phải có quá trình xử lý tiếp theo. Trong luận án này sau quá

trình xử lý bằng EC tiếp tục được nghiên cứu xử lý bằng BF.

Sau quá trình EC chỉ số một số chất ô nhiễm trong NRR còn lại: COD <

30%, amoni > 75%, TSS > 60% và độ màu < 30% so với ban đầu. Như vậy amoni

và TSS là đối tượng cần quan tâm xử lý ở quá trình sinh học tiếp theo.

3.2. Nghiên cứu xử lý nước rỉ rác bằng quá trình lọc sinh học

Để xử lý triệt để COD, amoni, TSS và độ màu, trong luận án đã kết hợp cả

hai phương pháp EC và tiếp theo là xử lý triệt để dùng BF. Cũng tương tự như đối

với phương pháp EC, xử lý sinh học cần tối ưu điều kiện xử lý như: quá trình xử lý

hiếu khí, thiếu khí, tốc độ sục khí, lượng oxy hòa tan, tải lượng đầu vào cũng cần

được khảo sát và tìm ra điều kiện tối ưu.

Quá trình xử lý NRR bằng EC tỏ ra không hiệu quả khi xử lý amoni và TSS

trong khi đó nhiều nghiên cứu đã chỉ ra quá trình BF lại tỏ ra hiệu quả khi xử lý hai

chỉ số này. Chính vì vậy NRR sau khi được xử lý bằng EC ở chế độ lựa chọn tiếp

tục cho vào nghiên cứu xử lý bằng BF.

Nước thải đưa vào hệ BF là nước đã qua xử lý bằng quá trình EC với các

điều kiện thích hợp chọn ở trên là: điện cực sắt, mật độ dòng 3,896 mA/cm2 pH ~ 8,

khoảng cách điện cực là 1 cm, thời gian điện phân là 60 phút.

Nước đưa vào hệ BF có các thông số theo bảng 3.9:

Trước quá trình EC tỷ lệ BOD5/COD của NRR là 0,32, nhưng sau quá trình

xử lý bằng EC tỷ lệ này đã tăng lên đến 0,42. Khi tỷ lệ BOD5/COD càng cao càng

thuận lợi cho quá trình xử lý sinh học. NRR sau xử lý bằng EC có pH 8,7 đến 9,1 là

khoảng pH tốt cho quá trình sinh học xử lý nitơ vì quá trình oxi hóa amoni cần môi

trường kiềm. Như vậy sau quá trình EC NRR có nhiều đặc tính thuận lợi cho quá

trình xử lý sinh học.

109

Bảng 3.9. Một số đặc tính của NRR sau quá trình EC

dùng cho đầu vào của quá trình BF

TT Chỉ tiêu Đơn vị Giá trị sau EC

1 pH - 8,7 – 9,1

2 COD mg/l 717 - 870

3 BOD5 mg/l 312 - 337

4 NH4+-N mg/l 410 - 484

5 NO3--N mg/l < 1

6 TSS mg/l 471 - 578

7 Độ màu Pt-Co 316 - 402

Có nhiều yếu tố ảnh hưởng đến hiệu suất xử lý COD, amoni, nitrat, TSS và

độ màu trong NRR như: lượng oxy hòa tan, tải lượng, nhiệt độ, pH, tỷ lệ C/N, VSV

và vật liệu lọc… Trong luận án tiến hành nghiên cứu xử lý NRR bằng quá trình BF

ở nhiệt độ phòng (25 – 32oC) đây là khoảng nhiệt độ tốt cho quá trình BF. pH của

NRR sau quá trình xử lý bằng EC có pH = 8,7 – 9,1 đây là khoảng pH tốt cho quá

trình xử lý amoni. VSV trong thực nghiệm là nhóm được nuôi cấy từ các hệ thí

nghiệm có hiệu quả xử lý tốt của Viện Công nghệ môi trường. NRR phục vụ cho

nghiên cứu là NRR thực nên tỷ lệ C/N cơ bản ổn định. Đệm vi sinh được làm bằng

làm bằng polyetylen gấp nếp có điện tích bề mặt riêng lớn đã được nghiên cứu

trước đó. Vì vậy trong luận án này chỉ tập trung nghiên cứu các yếu tố ảnh hưởng

cơ bản nhất là chế độ sục khí và tải lượng đầu vào.

3.2.1. Ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ

màu bằng quá trình BF

Oxy hòa tan cần thiết cung cấp cho bể hiếu khí trong hệ BF. Oxy cần thiết để

VSV có trong quá trình sinh học oxi hóa các hợp chất hữu cơ và chất dinh dưỡng.

Lượng DO ảnh hưởng trực tiếp đến khả năng phát triển của các vi khuẩn nitrat hóa.

DO tăng khả năng xử lý COD và amoni tăng. Chen và cộng sự (2002) [105] đã

nghiên cứu được rằng lượng DO cần thiết cung cấp cho hệ vi sinh cố định trên giá thể

110

cần nhiều hơn hệ bùn lơ lửng. Nguyên nhân do trong hệ VSV bám dính cần một

lượng lớn hơn để duy trì khí tuần hoàn trong bể. Tuy nhiên theo Peng và các cộng sự

(2004) [107], khi lực sục khí quá lớn sẽ làm màng sinh học bị tách rời khỏi các giá

thể dẫn đến hiệu suất xử lý chất ô nhiễm không tăng. Quá trình oxi hóa amoni cần

oxy trong khi đó quá trình khử nitrat lại hạn chế oxy. Cho nên chế độ sục khí ảnh

hưởng lớn đến hiệu suất xử lý nitơ. Chính vì vậy, nghiên cứu chế độ sục khí thích

hợp là cần thiết đảm bảo hiệu quả xử lý chất ô nhiễm và năng lượng tiêu tốn thấp

nhất.

Để đánh giá ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý COD, amoni,

nitrat, TSS và độ màu, một loạt các thí nghiệm được thực hiện với lưu lượng dòng

vào 3 lít/ngày ở 4 chế độ sục khí khác nhau từ chế độ 1 - 4. Thể tích của hệ lọc sinh

học luôn được cố định.

3.2.1.1. Ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý COD

Kết quả ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý COD được chỉ ra

trong hình 3.26.

Quá trình xử lý chất hữu cơ trong NRR theo các phương trình từ (1.26 –

1.28). Trong các phương trình này đều có sự tham gia của oxy là tác nhân oxi hóa.

Như vậy, quá trình xử lý chất hữu cơ cần phải cung cấp oxy cho hệ. Cho nên chế độ

sục khí sẽ ảnh hưởng rất lớn đến hiệu suất xử lý chất hưu cơ.

Hình 3.26, với COD trung bình có đầu vào khoảng 717 - 870 mg/l, ở CĐ 1,

hiệu suất xử lý COD đạt khoảng 91% và giá trị COD đầu ra trung bình ở mức 73

mg/l. Tuy nhiên, cả 3 CĐ từ 2 - 4 đều có hiệu suất xử lý COD giảm, tương ứng ở

mức xấp xỉ 85, 80 và 77%. Ở chế độ 4 giá trị COD đầu ra trung bình vẫn ở mức 180

mg/l đáp ứng nồng độ giới hạn trong QCVN 25: 2009/BTNMT cột B2. Kết quả này

chỉ ra rằng cùng với sự gia tăng thời gian không sục khí nghĩa là giảm thời gian sục

khí, giữ nguyên DO khi sục khí, lượng COD bị loại bỏ cũng giảm. Mặc dù trong

cùng thời gian xử lý là 1 ngày, đã có sự thay đổi về hiệu suất xử lý, thời gian sục

khí lâu hơn, hiệu quả xử lý chất hữu cơ tốt hơn. Lý do có thể là trong hệ không chỉ

có VSV hiếu khí và kị khí mà còn VSV tùy tiện. Khi thời gian sục khí tăng lên,

nồng độ oxy trong bể tăng cũng là điều kiện tốt cho sự phát triển VSV hiếu khí. Các

111

VSV này tiêu thụ các chất hữu cơ trong NRR, do đó quá trình xử lý COD đạt hiệu

quả cao.

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

100

200

300

400

500

600

700

800

900

COD vµo

COD raC

OD

(m

g/l)

Thêi gian (ngµy)

50

60

70

80

90

100

HiÖu suÊt xö lý COD

HiÖ

u s

uÊt

xö lý C

OD

(%

)

Hình 3.26. Ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý COD

3.2.1.2. Ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý amoni

Kết quả ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý amoni được chỉ ra

trong hình 3.27:

Từ hình 3.27 các chế độ sục khí trong khoảng nghiên cứu không ảnh hưởng

nhiều đến hiệu suất xử lý amoni. Mặc dù ở bất kỳ chế độ sục khí nào, với nồng độ

amoni đầu vào khoảng 410 - 484 mg/l, sau một ngày xử lý, hiệu suất khoảng 99%

NH4+ được xử lý và nồng độ NH4

+ đầu ra trong nước thải ra còn khoảng < 4 mg/l,

hoàn toàn đáp ứng yêu cầu đầu ra của QCVN 25: 2009/BTNMT cột A.

Garzón-Zúñiga và cộng sự (2005) [160] cũng chỉ ra rằng trong hệ lọc sinh

học có thể xảy ra cả các hiện tượng sinh học và hóa lý khác như: quá trình tách NH3

(Air stripping), đồng hóa, khử nitrat và hấp phụ…

Trong hệ BF amoni tồn tại ở các dạng theo cân bằng (3.8). Ở môi trường

kiềm cân bằng này chuyển dịch theo hướng tạo ra amoniac. Theo giản đồ 1.8 với

CĐ1: 60/60 CĐ2: 45/75 CĐ3: 30/90 CĐ4: 15/105

112

pH trong hệ lọc sinh học khoảng là 9 và nhiệt độ khoảng 30oC thì có khoảng hơn

40% amoni chuyển thành amoniac. Trong hệ lọc sinh học khi sục khí thì amoniac

tạo ra sẽ bay lên (Air stripping). Khi nồng độ amoniac trong dung dịch giảm đi thì

quá trình chuyển hóa từ amoni thành amoniac theo cân bằng (3.8) lại diễn ra. Tiếp

tục chu kỳ sục khí thì amoniac lại bay lên. Quá trình này cũng giúp giải thích là khi

thời gian sục khí dài thì hiệu suất xử lý amoni tăng. Như vậy, tăng thời gian sục khí

tạo thuận lợi cho quá trình xử lý amoni.

Trong hệ BF quá trình xử lý amoni được thực hiện cơ bản theo quá trình sinh

học là quá trình oxi hóa amoni thành nitrat theo các phương trình từ (1.29 – 1.32)

với vai trò của hai nhóm VSV là Nitrosomonas và Nitrobacter.

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

0

100

200

300

400

500

600

700

Amoni vµo

Amoni ra

Nång ®

é a

moni (m

g/l)

Thêi gian (ngµy)

95.0

95.5

96.0

96.5

97.0

97.5

98.0

98.5

99.0

99.5

100.0 HiÖu suÊt xö lý amoni

HiÖ

u s

uÊt

xö lý a

moni (%

)

Hình 3.27. Ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý amoni

Theo phương trình (1.31) cứ 1 mol NH4+-N tiêu thụ 2 mol O2 hay 1 gam

NH4+-N tiêu thụ 4,57 gam O2, 1 mol NH4

+-N tạo thành 1 mol NO3--N, 1 mol

N-NH4+ tạo thành 2 mol H+. Lượng H+ tạo ra phản ứng với độ kiềm HCO3

-, như vậy

1gam N-NH4+ tiêu thụ 7,14 gam độ kiềm (quy về CaCO3) theo phương trình (1.32).

Và theo phương trình (1.32) thì 1 gam N-NH4+ tiêu thụ 4,3 gam O2 và 7,2 gam độ

CĐ2: 45/75 CĐ1: 60/60 CĐ3: 30/90 CĐ4: 15/105

113

kiềm (quy về CaCO3).

Như vậy, oxy trong hệ đóng vai trò quan trọng trong quá trình xử lý amoni.

Cho nên cần phải cung cấp đủ cho quá trình này. Ở chế độ 4 thời gian sục khí thấp

nhất là 15 phút trong một chu kỳ và khi sục DO = 6 – 7 mg/l thì lượng oxy cung cấp

từ các chu kỳ sục trong ngày đủ cho quá trình diễn ra theo phương trình (1.31) và

(1.32).

Độ kiềm cũng là tác nhân quan trọng cho quá trình oxi hóa amoni theo

phương trình (1.32). Vì vậy trong hệ BF cần phải duy trì môi trường kiềm. Sau quá

trình EC NRR có pH = 8,7 – 9,1 là đầu vào của hệ BF. Với khoảng pH này là điều

kiện thuận lợi cho quá trình xử lý amoni mà không cần phải điều chỉnh pH.

Trong hệ BF quá trình xử lý amoni có thể diễn ra theo cơ chế nửa phản ứng

là chỉ chuyển hóa từ amoni sang nitrit theo phản ứng (1.29)

So sánh phương trình (1.29) với (1.31) ta thấy có thể tiết kiệm được 25% oxy

cho quá trình oxi hóa amoni. Điều này giúp giải thích thời gian sục khí ngắn nhưng

vẫn đảm bảo lượng oxy cho quá trình oxi hóa amoni. Thời gian sục khí ngắn sẽ

giảm chi phí vận hành cho hệ BF.

Ở góc chết của thiết bị và lúc dừng sục khí có thể có quá trình anamox:

NH4+ + NO2

- → N2 + 2H2O (3.10)

Nguồn NO2- tạo ra từ quá trình oxi hóa amoni hoặc quá trình khử nitrat. Như

vậy một phần nhỏ amoni cũng có thể bị loại bỏ theo phương thức này.

Vì vậy, hệ thống BF ngập nước là một phương pháp hứa hẹn hiệu quả trong

xử lý amoni trong thực tế.

3.2.1.3. Ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý nitrat

Kết quả ảnh hưởng của chế độ sục khí đến nồng độ đầu ra của nitrat được chỉ

ra trong hình 3.28:

Từ hình 3.28. cho thấy: nồng độ nitrat đầu vào rất thấp < 1 mg/l. Trong khi

đó nồng độ nitrat ở đầu ra của CĐ1 lại khoảng 372 mg/l. Hiện tượng này được giải

thích là: NRR sau keo tụ vào hệ BF có nồng độ amoni khoảng 410 – 484 mg/l khi

114

vào hệ BF một phần được loại bỏ bằng quá trình tách amoniac (Air stripping), phần

còn lại sẽ xảy ra quá trình oxi hóa amoni theo phương trình (1.29 - 1.32).

Theo phương trình (1.31) thì nồng độ nitrat trong hệ sẽ tăng lên. Trong hệ

cũng diễn ra quá trình khử nitrat theo quá trình (1.33).

Theo quá trình từ (1.33 – 1.39) thì NO3- tạo ra sẽ bị khử trong điều kiện nhất

định tạo ra N2. Đây là quá trình loại bỏ nitơ ra khỏi nước thải. Quá trình này là quá

trình thiếu khí dùng oxy từ nitrat nên gọi là anoxic. VSV trong quá trình này là vi

khuẩn dị dưỡng cần nguồn cacbon hữu cơ để tạo nên sinh khối mới.

Theo phương trình (1.39) cứ 1 mg/l NO3- bị khử thì sinh ra 3,57 mg/l độ

kiềm. Nếu trong hệ có NH3 thì lượng kiềm sinh ra sẽ ít hơn. Như vậy quá trình khử

nitrat tạo môi trường kiềm, trong khi đó quá trình oxi hóa amoni và chuyển amoni

thành amoniac cần môi trường kiềm. Đây cũng là ưu điểm nổi trội của hệ BF trong

xử lý amoni.

Hình 3.28 cũng chỉ ra rằng khi giảm thời gian sục khí và tăng thời gian

không sục khí thì hiệu suất xử lý nitrat tăng thể hiện ở nồng độ nitrat đầu ra giảm

(mặc dù ở trên chứng minh các chế độ sục khí nghiên cứu hiệu suất xử lý amoni đều

cao trên 99% - nghĩa là hàm lượng nitrat tạo ra gần như không đổi). Ở CĐ 1 khi sục

dừng là (60/60 phút) thời gian sục giảm xuống còn (15/105 phút) ở CĐ 4 thì nồng

độ nitrat đầu ra giảm tương ứng khoảng từ 372 mg/l ở CĐ 1 xuống khoảng 44 mg/l

ở CĐ 4. Hiện tượng này được giải thích là do quá trình oxi hóa amoni là quá trình

hiếu khí. Trong khi đó quá trình khử nitrat là quá trình thiếu khí. Cho nên khi thời

gian không sục khí tăng sẽ thuận lợi cho quá trình khử nitrat. Ở CĐ 4 thời gian sục

khí ngắn nhất 15 phút và thời gian không sục khí cao nhất 105 phút nồng độ nitrat

đầu ra thấp nhất trong 4 CĐ.

NRR đầu vào hệ BF có tỷ lệ C/N thấp nên quá trình xử lý nitơ không diễn ra

chỉ theo cơ chế chuyển hóa từ amoni thành nitrat rồi khử nitrat thành nitơ mà có thể

diễn ra theo cơ chế nửa phản ứng chuyển hóa từ amoni thành nitrit rồi khử nitrit

thành nitơ theo phương trình (1.40).

So sánh phương trình (1.40) với (1.34) ta thấy có thể tiết kiệm được 40% cơ

chất cho quá trình. Điều này giúp giải thích khi tỷ lệ C/N thấp quá trình xử lý nitơ

115

vẫn hiệu quả.

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

0

50

100

150

200

250

300

350

400

Nitrat vµo

Nitrat ra

Nång ®

é n

itra

t (m

g/l)

Thêi gian (ngµy)

Hình 3.28. Ảnh hưởng của chế độ sục khí đến nồng độ nitrat đầu ra

3.2.1.4. Ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý TSS

Kết quả ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý TSS được chỉ ra

trong hình 3.29:

Từ hình 3.29 cho thấy quá trình BF là một phương pháp tốt để xử lý TSS.

Khi tăng thời gian dừng sục khí thì hiệu suất xử lý TSS tăng. Cụ thể, hiệu suất xử lý

TSS ở CĐ 1 là khoảng 83% và tăng lên ở CĐ 4 là khoảng 91%. Điều này được giải

thích là khi tăng thời dừng sục khí tạo điều kiện cho quá trình lắng tốt hơn. Kết quả

là chất lơ lửng trong dung dịch đã được loại bỏ tốt hơn.

Quá trình xử lý TSS bằng BF chủ yếu theo phương thức lọc cơ học (vật liệu

lọc có khả năng giữ lại cặn lơ lửng). Một phần các chất lơ lửng có thể được các

VSV bắt giữ trên đệm sinh học. Một phần các chất lơ lửng cũng có thể được các

VSV tạo thành tập hợp lắng xuống. Cho nên, khi tăng thời gian dừng sục khí thì

hiệu suất xử lý TSS tăng.

CĐ1: 60/60 CĐ2: 45/75 CĐ3: 30/90 CĐ4: 15/105

116

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 1000

100

200

300

400

500

600

TSS vµo

TSS ra

Nång ®

é T

SS (

mg/l)

Thêi gian (ngµy)

70

75

80

85

90

95

100

HiÖu suÊt xö lý TSS

HiÖ

u s

uÊt

xö lý T

SS (

%)

Hình 3.29. Ảnh hưởng chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý TSS

3.2.1.5. Ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý độ màu

Kết quả ảnh hưởng của chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý độ màu được chỉ

ra trong hình 3.30:

Quan sát hiện tượng xảy ra trong suốt quá trình xử lý cho thấy, màu của nước

thải đầu ra tối dần khi giảm thời gian sục khí. Ở CĐ 1 hiệu suất xử lý độ màu là

khoảng 55% đến CĐ 4 hiệu suất xử lý độ màu giảm chỉ còn khoảng 35%. Điều này

có thể giải thích được rằng các chất ô nhiễm gây màu trong nước thải được xử lý

giảm khi giảm thời gian sục khí.

Xử lý độ màu cũng được giải thích tương tự như xử lý COD của hệ BF.

Thông thường thời gian sục khí tăng làm tăng quá trình oxi hóa các chất hữu

cơ. Trong các chế độ nghiên cứu quá trình sục khí giảm dẫn tới khả năng oxi hóa

các chất hữu cơ giảm (có những chất hữu cơ gây độ màu) làm cho hiệu suất xử lý

độ màu giảm.

Ngoài ra độ màu cũng có thể được xử lý theo con đường hấp phụ trên phần

bùn hoạt tính và được tách ra.

CĐ1: 60/60 CĐ2: 45/75 CĐ3: 30/90 CĐ4: 15/105

117

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 1000

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

§ é mµu vµo

§ é mµu ra

§é m

µu (

Pt-

Co)

Thêi gian (ngµy)

20

30

40

50

60

70

80

HiÖu suÊt xö lý ®é mµu

HiÖ

u s

uÊt

xö lý ®

é m

µu (

%)

Hình 3.30. Ảnh hưởng chế độ sục khí đến hiệu suất xử lý độ màu

Kết quả xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR sau quá trình xử lý

EC bằng BF ở các chế độ sục khí khác nhau thể hiện ở bảng 3.10.

Bảng 3.10. Hiệu suất xử COD, amoni, TSS và độ màu

trong NRR ở các chế độ sục khí khác nhau

Chế độ

S/D (phút)

HSXL COD

(%)

HSXL amoni

(%)

Nồng độ nitrat

ra (mg/l)

HSXL TSS

(%)

HSXL Độ

màu (%)

CĐ 1

(60/60) 90,64 ± 0,88 99,88 ± 0,04 371,87 ± 9,13 84,36 ± 0,66 55,13 ± 1,81

CĐ 2

(45/75) 84,91 ± 1,17 99,62 ± 0,03 254,5 ± 14,70 87,39 ± 0,52 46,03 ± 1,14

CĐ 3

(30/90) 79,54 ± 1,00 99,52 ± 0,03 160,32 ± 8,44 89,20 ± 0,57 39,09 ± 1,61

CĐ 4

(15/105) 77,45 ± 1,31 99,21 ± 0,03 43,64 ± 1,16 91,07 ± 0,52 34,75 ± 1,30

Bảng 3.10 cho thấy, khi giảm thời gian sục khí thì hiệu suất xử lý COD,

amoni và độ màu đều giảm, nhưng hiệu suất xử lý TSS lại tăng. Như vậy CĐ 1

sục/dừng = 60/60 phút có hiệu suất xử lý cao nhất đối với lý COD, amoni và độ

CĐ2: 45/75 CĐ3: 30/90 CĐ1: 60/60 CĐ4: 15/105

118

màu nhưng nồng độ nitrat đầu ra quá lớn theo tiêu chuẩn quy định. Trong khi đó ở

CĐ 4 sục/dừng = 15/105 phút thì nồng độ nitrat đầu ra khoảng 44 mg/l. Nếu tiếp tục

giảm thời gian sục khí trong một chu kỳ thì theo quy luật khả năng xử lý nitơ của hệ

tốt hơn nhưng hiệu suất xử lý COD, amoni và độ màu lại thấp. Chi phí vận hành của

hệ BF thiếu khí – hiếu khí phần lớn là chi phí cho quá trình sục khí. Cho nên thời

gian sục khí trong một chu kỳ càng ngắn thì chi phí về năng lượng càng thấp. Xét

về hiệu quả xử lý ở các chế độ (đặc biệt với xử lý nitơ) và chi phí cho quá trình sục

khí chọn chế độ sục/dừng = 15/105 phút cho các nghiên cứu tiếp theo.

Với chế độ sục/dừng = 15/105 phút, nếu coi tổng nitơ là tổng của amoni,

nitrat và nitrit thì tổng nitơ đầu ra đạt QCVN25: 2009/BTNMT cột B2.

3.2.2. Ảnh hưởng của tải lượng đầu vào đến hiệu suất xử lý COD, amoni, nitrat,

TSS và độ màu của quá trình lọc sinh học

Tải lượng chất ô nhiễm có ảnh hưởng lớn đến hiệu suất của phương pháp BF.

Wijeyekoon và các cộng sự (2004) [121] chỉ ra tải lượng chất ô nhiễm cũng ảnh

hưởng đến tăng trưởng sinh khối. Cụ thể: cấu trúc VSV bên trong chịu ảnh hưởng

khi tải lượng tăng, làm tăng nồng độ bùn bên trong kết quả là độ xốp của màng vi sinh

bị giảm. Vì vậy, tải lượng đầu vào là yếu tố cần khảo sát để đánh giá ngưỡng xử lý của

hệ BF.

Hàng loạt thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của tải lượng đầu vào đến hiệu

suất xử lý COD, amoni, nitrat, TSS và độ màu được thiết lập theo các CĐ 4 – 8, với

các điều kiện: chế độ sục khí /dừng sục khí 15/105 phút; pH của dung dịch NRR sau

xử lý bằng EC khoảng 8,7 – 9,1; lưu lượng đầu vào thay đổi từ 3 đến 7 lít/ngày, DO

khi sục khí là 6 - 7 mg/l, nhiệt độ phòng (25 – 32oC).

3.2.2.1. Ảnh hưởng của tải lượng đầu vào đến hiệu suất xử lý COD

Ảnh hưởng của tải lượng COD đầu vào đến hiệu suất xử lý COD của quá

trình BF được thể hiện trong hình 3.31:

Từ hình 3.31 cho thấy khi tăng tải lượng COD trung bình từ 0,12 lên 0,28

kg/m3.ngày, thì hiệu suất xử lý COD giảm khoảng 4%. Đặc biệt, với 3 lít NRR đầu

vào mỗi ngày tương ứng với khoảng 0,12 kg COD/m3.ngày, gần 77% COD được xử

lý sau một ngày. Khi tải lượng COD đầu vào tăng lên 0,16 kg COD/m3.ngày, hiệu

119

suất xử lý này giảm xuống còn khoảng 76%. Khi tải lượng COD đầu vào tăng liên

tục lên 0,20, 0,24 và 0,28 kg COD/m3.ngày, hiệu suất xử lý COD trung bình giảm

xuống tương ứng khoảng 75, 74 và 73%. Xu hướng này có thể được giải thích rằng

khi tăng tải lượng, lượng chất ô nhiễm cũng tăng lên, trong khi đó năng suất sinh

học của hệ thống xử lý không thay đổi. Khi tăng tải lượng còn ức chế sự phát triển

của VSV dẫn đến hiệu suất xử lý COD giảm khi tăng tải lượng đầu vào.

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 1200.05

0.10

0.15

0.20

0.25

0.30

0.35

T¶i l î ng COD

T¶i

lîng C

OD

vµo

(kg

/m3 .

ngµy

)

Thêi gian (ngµy)

65

70

75

80

HiÖu suÊt xö lý COD

HiÖ

u su

Êt x

ö lý

CO

D (

%)

Hình 3.31. Ảnh hưởng của tải lượng đến hiệu suất xử lý COD

(chế độ sục khí/dừng sục khí: 15/105 phút)

3.2.2.2. Ảnh hưởng của tải lượng đầu vào đến hiệu suất xử lý amoni

Ảnh hưởng của tải lượng amoni đầu vào đến hiệu suất xử lý amoni của quá


Hình 3.32 cho thấy rõ ràng hiệu suất xử lý amoni của hệ thống BF này đạt rất

cao, trên 98%. Hơn nữa, tải lượng đầu vào của dung dịch tỉ lệ nghịch với hiệu suất

xử lý amoni. Kết quả này có thể được giải thích rằng khi tăng tải lượng, lượng chất

ô nhiễm cũng tăng lên, trong khi đó năng suất sinh học của hệ thống xử lý không

thay đổi, thậm chí còn giảm do VSV bị ức chế phát triển. Vì vậy, hiệu suất xử lý

amoni giảm khi tăng tải lượng đầu vào. Kết quả nghiên cứu của Ngọc Thủy

CĐ4: 3 lít CĐ5: 4 lít CĐ6: 5 lít CĐ7: 6 lít CĐ8: 7 lít

120

(2010)[161] cho rằng tải lượng cao hơn, hiệu suất nitrat hóa thấp hơn (xảy ra trong

ngăn hiếu khí). Tuy nhiên, khi tải lượng đầu vào amoni dao động từ 0,066 đến 0,16

kg/m3.ngày, hiệu suất xử lý amoni không thay đổi đáng kể, chỉ từ khoảng 99,21 đến

98,88%. Kết quả nghiên cứu cho thấy rằng có khả năng loại bỏ amoni một cách

hiệu quả khi tải lượng cao hơn.

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120

0.06

0.08

0.10

0.12

0.14

0.16

0.18

T¶i l î ng amoni vµo

T¶i

lî

ng a

mon

i vµ

o (k

g/m

3 .ng

µy)

Thêi gian (ngµy)

98.8

99.0

99.2

99.4

HiÖu suÊt xö lý amoni

HiÖ

u su

Êt x

ö lý

am

oni (%

)

Hình 3.32. Ảnh hưởng của tải lượng đầu vào đến hiệu suất xử lý amoni


3.2.2.3. Ảnh hưởng của tải lượng đầu vào đến hiệu suất xử lý nitrat

Ảnh hưởng của tải lượng đầu vào đến hiệu suất xử lý nitrat của quá trình BF

được thể hiện trong hình 3.33:

Từ hình 3.33. cho thấy: nồng độ nitrat đầu vào rất thấp < 1 mg/l. Trong khi

đó nồng độ nitrat ở đầu ra của CĐ 4 lại khoảng 44 mg/l. Hiện tượng này được giải

thích là: NRR sau keo tụ vào hệ BF có nồng độ amoni khoảng 410 – 484 mg/l khi

vào hệ BF một phần được loại bỏ bằng quá trình tách amoniac (Air stripping), phần

còn lại sẽ xảy ra quá trình oxi hóa amoni theo phương trình (1.29-1.31) tạo nitrat.

Tiếp theo đó là quá trình khử nitrat theo quá trình (1.33) là quá trình xử lý nitrat. Từ

CĐ 4 đến CĐ 8 tải lượng amoni đầu vào hệ BF tăng làm hàm lượng nitrat tạo ra


121

tăng (vì hiệu suất xử lý amoni theo trên thay đổi ở các chế độ tải lượng không

nhiều) dẫn tới hiệu suất xử lý nitrat giảm. Cụ thể khi tăng lưu lượng đầu vào từ 3

lít/ngày đến 7 lít trên ngày thì nồng độ nitrat đầu ra tăng từ 44 lên 50 mg/l.

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120

0

10

20

30

40

50

Nitrat vµo

Nitrat ra

Nång ®

é n

itra

t (m

g/l)

Thêi gian (ngµy)

Hình 3.33. Ảnh hưởng của tải lượng đến hiệu suất xử lý nitrat


3.2.2.4. Ảnh hưởng của tải lượng đến hiệu suất xử lý TSS

Ảnh hưởng của tải lượng TSS đầu vào đến hiệu suất xử lý TSS của quá trình

BF được thể hiện trong hình 3.34:

Hình 3.34 cho thấy, khi tăng tải lượng TSS đầu vào thì hiệu suất xử lý TSS

giảm. Cụ thể khi tăng tải lượng từ 0,077 đến 0,18 kg/m3.ngày thì hiệu suất xử lý

TSS giảm tương ứng từ 91 xuống 83%. Hiện tượng này được giải thích là khi tăng

tải lượng TSS lượng chất lơ lửng tăng (lượng các chất ô nhiễm tăng) mà năng suất

sinh học và kết cấu của hệ không đổi nên hiệu suất xử lý TSS giảm vì TSS chủ yếu

xử lý bằng lọc cơ học và lắng.


122

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120

0.06

0.08

0.10

0.12

0.14

0.16

0.18

0.20

T¶i l î ng TSS vµo

T¶i

lîng T

SS v

µo (

kg/m

3.n

gµy

)

Thêi gian (ngµy)

80

85

90

95 HiÖu suÊt xö lý TSS

HiÖ

u s

uÊt

xö lý T

SS (

%)

Hình 3.34. Ảnh hưởng của tải lượng đến hiệu suất xử lý TSS


3.2.2.5. Ảnh hưởng của tải lượng đến hiệu suất xử lý độ màu

Ảnh hưởng của tải lượng độ màu đầu vào đến hiệu suất xử lý độ màu của quá


Hình 3.35 cho thấy, khi lưu lượng NRR sau EC vào hệ BF tăng từ 3 đến 7

lít/ngày tức là tải lượng đầu vào độ màu tăng thì hiệu suất xử lý độ màu giảm từ

35,0 xuống 16,7%. Hiện tượng này được giải thích là khi tải lượng tăng hàm lượng

các chất hữu cơ có thể phân hủy sinh học tăng mà năng suất sinh học của hệ BF

không thay đổi dẫn tới hiệu suất xử lý độ màu giảm. Cũng có thể là do khả năng hấp

phụ màu của hệ không đổi mà tải lượng độ màu tăng cũng làm cho hiệu suất xử lý

độ màu giảm.

Kết quả xử lý COD, amoni, nitrat, TSS và độ màu trong NRR sau quá trình

xử lý bằng EC đem xử lý bằng BF khi thay đổi tải lượng đầu vào thể hiện ở bảng

3.11.

Bảng 3.11 cho thấy, khi tăng tải lượng đầu vào thì hiệu suất xử lý COD,

amoni, TSS, độ màu đều giảm. Ở CĐ 4 thì nồng độ nitrat đầu ra thấp nhất khi tăng


123

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120200

220

240

260

280

300

320

340

360

380

400

§ é mµu vµo

§ é mµu ra

§é m

µu (

Pt-

Co)

Thêi gian (ngµy)

5

10

15

20

25

30

35

40

HiÖu suÊt xö lý ®é mµu

HiÖ

u s

uÊt

xö lý ®

é m

µu (

%)

Hình 3.35. Ảnh hưởng của tải lượng đến hiệu suất xử lý độ màu


Bảng 3.11. Hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu

trong NRR ở các chế độ tải lượng khác nhau

Thể tích

đầu vào

(l/ngày)

COD Amoni Nitrat (mg/l) TSS Độ màu

Tải lượng

kg/m3 ngày

HSXL

(%)

Tải lượng

kg/m3 ngày

HSXL

amoni (%) Vào Ra

Tải lượng

kg/m3 ngày

HSXL

(%) HSXL (%)

CĐ 4

(3)

0,120 ±

0,004

77,46 ±

1,22

0,066 ±

0,0013

99,21 ±

0,03

< 1

43,64 ±

1,16

0,077 ±

0,0017

91,07 ±

0,52

34,75 ±

1,30

CĐ 5

(4)

0,162 ±

0,004

76,32 ±

0,59

0,089 ±

0,0013

99,12 ±

0,02

44,84 ±

0,74

0,103 ±

0,0023

88,46 ±

0,36

31,00 ±

0,58

CĐ 6

(5)

0,202 ±

0,0048

75,51 ±

0,86

0,112 ±

0,0022

99,01 ±

0,03

46,92 ±

0,63

0,129 ±

0,0025

86,46 ±

0,48

28,32 ±

0,60

CĐ 7

(6)

0,242 ±

0,0053

74,61 ±

0,74

0,136 ±

0,0022

98,94 ±

0,02

48,17 ±

0,46

0,153 ±

0,032

85,01 ±

0,45

24,03 ±

0,44

CĐ 8

(7)

0,280 ±

0,0061

73,77 ±

0,65

0,157 ±

0,0011

98,88 ±

0,01

49,55 ±

0,70

0,179 ±

0,0033

83,34 ±

0,53

16,70 ±

0,75

tải lượng thì nồng độ tổng nitơ đầu ra tăng lên đến gần ngưỡng cho phép. Nếu tiếp

tục tăng tải lượng thì khả năng xử lý nitơ của hệ không đạt QCVN25:2009/BTNMT

CĐ4: 3

lít/ngày

CĐ5: 4

lít/ngày

CĐ6: 5

lít/ngày

CĐ7: 6

lít/ngày

CĐ8: 7

lít/ngày

124

cột B2 nhưng hiệu suất xử lý COD, amoni vẫn đạt. Chính vì vậy không thể tăng tiếp

tải lượng lên nữa. Chọn chế độ sục dừng 15/105 phút với tải lượng amoni đầu vào

không vượt quá 0,16 kg/m3.ngày.

So sánh kết quả nghiên cứu của luận án với các nghiên cứu khác cùng áp

dụng quá trình kết hợp EC với BF xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR ở

điều kiện lựa chọn thể hiện ở bảng 3.12:

Bảng 3.12. So sánh quá trình kết hợp EC với BF xử lý COD, amoni, TSS và độ màu

trong NRR với các nghiên cứu khác ở điều kiện lựa chọn

Chất ô

nhiễm

trong NRR


Luận án Drogui Patrick

và cs (2016)

Drogui Patrick và

cs (2018)

EC (Fe) BF BF EC (Mg) EC (Al) BF

COD 71 - 77 73,77 ± 0,65 - 53 37 ± 2 42 ± 7

BOD - > 90 (BOD5) 94 - - 97

Amoni 24 - 25 98,88 ± 0.01 94 - - > 99

TSS 38 - 40 83,34 ± 0,53 - - - -

Độ màu 71 - 72 16,7 ± 0,75

85 60 ± 13 -

Năng

lượng/m3

NRR (KWh)

12,83

(1 USD) - - -

1,23

USD -

Nguồn - [154] [155]

Bảng 3.12 cho thấy so sánh với các nghiên cứu tương đồng nhưng khác về

vật liệu điện cực thì nghiên cứu của luận án có hiệu suất xử lý cao hơn và năng

lượng chi phí thấp hơn.

Hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR bằng phương pháp

EC kết hợp với BF thể hiện ở hình 3.36:

125

Hình 3.36 cho thấy hiệu suất xử lý tổng của hệ đối với: COD, amoni, TSS và

độ màu tương ứng là khoảng 91,7; 97,77; 87,65 và 75,89%. Như vậy hiệu suất xử lý

COD, amoni, TSS và độ màu của toàn hệ tương đối cao và có sự kết hợp chặt chẽ

về hiệu suất xử lý giữa quá trình EC và BF.

COD Amoni TSS Do mau

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

HiÖ

u su

Êt x

ö lý

(%

)

BF

EC

Hình 3.36. Hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu

trong NRR bằng phương pháp EC kết hợp với BF

(EC: J = 3,896 mA/cm2; t = 60 phút; khoảng cách điện cực 1 cm.

BF: S/D = 15/105 phút; DO khi sục = 6 -7 mg/l; lưu lượng 7 lít/ngày)

Thông số đầu ra sau quá trình EC và BF ở điều kiện lựa chọn thể hiện ở bảng

3.13.

Nhận xét về quá trình nghiên cứu xử lý NRR bằng phương pháp BF

Quá trình BF trong khoảng nghiên cứu cho hiệu suất xử lý amoni và TSS

cao. Hiệu suất xử lý COD và độ màu tuy không cao nhưng giá trị đầu ra đạt QCVN

25:2009/BTNMT cột B2. Như vậy phương pháp BF hoàn toàn có thể là lựa chọn để

xử lý NRR sau quá trình xử lý bằng EC.

Kết quả nghiên cứu cho thấy để xử lý COD, amoni ta có thể chọn chế độ sục

dừng là 60/60 phút, nhưng ở chế độ này đầu ra của nitrat cao, tổng nitơ vượt quá

quy chuẩn. Để xử lý nitơ đạt QCVN 25:2009/BTNMT cột B2 thì phải chọn chế độ

sục/dừng = 15/105 phút với tải lượng amoni đầu vào không vượt quá 0,16

kg/m3.ngày.

126

Bảng 3.13. Thông số nước đầu ra sau quá trình EC và BF ở điều kiện lựa chọn

Giá trị Đơn

vị Trước EC Sau EC

Sau BF (S/D: 15/105 phút;

đầu vào 7 lít/ngày)

QCVN

25:2009/BTNMT

cột B2

COD mg/l 2930 -

3065 717 - 870 182 - 245

300

BOD5 mg/l 958 - 1106 312 - 337 15 - 32 50

NH4+-N mg/l 556 - 635 410 - 484 4,8 – 5,2 25 (TN = 60)

NO3--N mg/l 1,3 – 2,1 < 1 47 - 51 -

NO2--N mg/l < 1 < 1 2,4 – 5,1 -

TSS mg/l 822 - 895 471 - 578 76 - 90 -

Độ màu Pt-Co 1178 -

1329 316 - 402 285 - 317 -

Nhận xét về quá trình nghiên cứu xử lý NRR bằng phương pháp EC kết hợp

với BF

Kết quả nghiên cứu cho thấy khả năng xử lý NRR bằng BF sau quá trình xử

lý bằng EC hoàn toàn có thể áp dụng để xử lý NRR. Quá trình EC cho hiệu quả xử

lý amoni và TSS thấp. Trong khi đó kết quả nghiên cứu cho thấy quá trình BF cho

hiệu quả xử lý amoni và TSS cao. Như vậy những chỉ số có hiệu suất xử lý thấp ở

quá trình EC thì lại được xử lý tốt ở quá trình BF. Sự kết hợp giữa quá trình EC và

BF trong xử lý NRR của BCL Nam Sơn là khả thi vì kết quả nghiên cứu đã đạt mục

tiêu là nước thải đầu ra đạt QCVN25:2009/BTNMT cột B2.

127

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ

KẾT LUẬN

Kết quả nghiên cứu đã đạt được mục tiêu của luận án cụ thể như sau:

1. Xác định được điều kiện thích hợp cho quá trình keo tụ điện hoá bằng điện

cực sắt là: J = 3,896 mA/cm2, thời gian điện phân là 60 phút, pH 7 - 8, khoảng cách

điện cực là 1 cm thì hiệu suất xử lý COD đạt 72 - 77%; amoni 23 - 25%, TSS 38 -

40% và độ màu 71 - 72%. Quá trình keo tụ điện hóa cải thiện tỷ lệ BOD5/COD từ

khoảng 0,32 lên 0,42 là điều kiện tốt cho quá trình xử lý sinh học.

2. Hiệu suất xử lý COD, TSS và độ màu trong nước rỉ rác của điện cực sắt

cao hơn điện cực nhôm lần lượt là 31,96; 11,51 và 4,35%. Trong khi đó hiệu suất

xử lý amoni của điện cực nhôm lại cao hơn điện cực sắt là 2,82%.

3. Xác định được nhu cầu tiêu thụ năng lượng cho quá trình keo tụ điện hoá

đối với nước rỉ rác của bãi chôn lấp Nam Sơn ở điều kiện trên là 12,83 KWh/m3

(≈ 1 USD/m3).

4. Xác định được điều kiện thích hợp cho xử lý COD, amoni, TSS và độ màu

trong nước rỉ rác sau quá trình xử lý keo tụ điện hóa bằng lọc sinh học là: thời gian

sục/dừng sục khí là 15/105 phút, tải lượng của amoni trong nước thải đầu vào không

vượt quá 0,16 kg/m3.ngày. Hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu tương ứng

là: 73,77 ± 0,65; 98,88 ± 0,01; 83,34 ± 0,53 và 16,70 ± 0,75%.

5. Đã nghiên cứu vận hành mô hình trong phòng thí nghiệm sử dụng kết hợp

keo tụ điện hoá và lọc sinh học ngập nước để xử lý nước rỉ rác từ bãi chôn lấp Nam

Sơn, nước thải sau xử lý đạt QCVN25: 2009/BTNMT cột B2. Hệ kết hợp giữa quá

trình keo tụ điện hóa và lọc sinh học có hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ

màu trong nước rỉ rác tương ứng là khoảng 91,70; 97,77; 87,65 và 75,89%.

KIẾN NGHỊ

Do khuân khổ nghiên cứu của luận án có hạn, các kết quả của luận án là các

nghiên cứu cơ bản áp dụng kết hợp keo tụ điện hóa với lọc sinh học trong xử lý

nước rỉ rác. Để có thể áp dụng được phương pháp này vào thực tế, cần có những

nghiên cứu tiếp theo để hoàn thiện công nghệ xử lý nước rỉ rác bằng keo tụ điện hóa

kết hợp với lọc sinh học. Một số các kiến nghị được tác giả đưa ra như sau:

128

1) Khảo sát thêm với một số điện cực khác xử lý nước rỉ rác bằng keo tụ điện

hóa.

2) Xây dựng và vận hành thử nghiệm mô hình pilot để có thể bước đầu đánh giá

hiệu quả kinh tế của giải pháp này.

129

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH ĐÃ CÔNG BỐ

LIÊN QUAN ĐẾN LUẬN ÁN

1. Le Cao Khai, Le Thanh Son, Trinh Van Tuyen, Doan Thi Anh, Study on

leachate treatment after electrocoagulation by bio-filter system (Case study in

Nam Son landfill, Hanoi), Journal of Science and Technology, Volume: 55, No.

4C, (2017) 251-257.

2. Le Cao Khai, Trinh Van Tuyen, Le Thanh Son, Doan Tuan Linh, Dao Thi Dung,

Study on removing color and TSS of Nam Son landfill leachate by

electrococagulation process, Tạp chí phân tích Hóa, Lý và Sinh học, Tập 24, Số

1, (2019) 197-201.

3. Le Cao Khai, Trinh Van Tuyen, Phan Do Hung, Effect of operating conditions

on treatment efficiency of an improved anaerobic – anoxic – oxic bio-filter

system, Proceedings of the first VAST-BAS workshop on science and

technology, (2014) 587-596.

4. Lê Thanh Sơn, Lê Cao Khải, Nguyễn Thị Hà, Đoàn Tuấn Linh, Đoàn Thị Anh,

Electrocoagulation for ammonium removal in Nam Son landfill leachat, VNU

Journal of Science: Earth and Environmental Sciences, Vol. 33, No. 2, (2017) 71-

77.

5. Le Thanh Son, Le Cao Khai, Doan Tuan Linh, Doan Thi Anh, Effect of some

effective parametes on COD removal from Nam Son landfill leachate by

electrocoagulation, Journal of Science and Technology, Volume: 55, No. 5, (2017)

540-547.

6. Lê Thanh Sơn, Lê Cao Khải, Nguyên cứu ứng dụng phương pháp Fenton điện

hóa để xử lý thứ cấp độ màu của nước rỉ rác bãi rác Nam Sơn sau keo tụ điện

hóa, TNU Journal of Science and Technology, 204(11), (2019) 199-203.

7. Le Thanh Son, Le Cao Khai, Reduction of COD in Nam Son landfill leachate by

electro-Fenton as secondary Pretreatment, Journal of Science and Technology

(2019) (Đã chấp nhận đăng).

130

TÀI LIỆU THAM KHẢO

1. Bộ tài nguyên và môi trường. Báo cáo hiện trạng môi trường quốc gia năm

2016, Chuyên đề: Môi trường đô thị. 2017.

2. Zouboulis I., Tatsi A.A., Matis K.A., Samaras P. Coagulation-flocculation

pretreatment of sanitary landfill leachates. Chemosphere, 2003, 53: 737-744.

3. M.E. Taulis. Metal contaminants in leachate from sanitary landfills, in: T.A.

Moore, A. Black, J.A. Centeno, J.S. Harding, D.A. Trumm (Eds.), Metal

Contaminants in New Zealand. Resolutionz Press, Christchurch, New Zealand,

2005: 173–190.

4. Lê Văn Cát, Nguyễn Hồng Khánh, Tạ Đăng Toàn, Phạm Tuấn Linh. Môi trường

bãi chôn lấp chất thải và kỹ thuật xử lý nước rác. Nhà xuất bản Khoa học và Kỹ

thuật, 2009, Hà Nội.

5. Morton A., Barlaz Peter Kjeldsen, Alix P. Rooker, Anders Baun, Anna Ledin

and Thomas H. Christensen. Present and Long-Term Composition of MSW Landfill

Leachate: A Review. CriticalReviews in EnvironmentalScience and Technology,

2002, 32(4): 297-336.

6. B. Jefferson, H. Alvarez-Vazquez, S.J. Judd. Membrane bioreactors vs conven-

tional biological treatment of landfill leachate: a brief review. Journal Chem.

Technol.Biotechnol., 2004, 79 1043–1049.

7. Lentz E.M., Kennedy K.J. Treatment of landfill leachate using sequencing batch

and continuous flow upflow anaerobic sludge blanket (UASB) reactors. Water Res.,

2000, 34: 3640 -3656.

8. Dezotti M. Silva A.C., Sant'anna GL. Jr. Treatment and detoxification of a

sanitary landfill leachate. Chemosphere, 2004, 55: 207-214.

9. Moulin P., Tabet K., Vilomet J.D., Amberto A., Charbit F. Purification of

landfill leachate with membrane processes: preliminary studies for an industrial

plant. Sep. Sci. Technol., 2002, 37: 1041-1063.

131

10. Wu C., Wu J.J., Ma H., Chang C.C. Treatment of landfill leachate by ozone-

based advanced oxidation processes. Chemosphere, 2004, 54: 997-1003.

11. Aktas O., Cecen F. Aerobic co-treatment of landfill leachate with domestic

wastewater. Environ. Eng. Sci, 2004, 21: 303 -312.

12. Kargi F., Uygur A. Biological nutrient removal from pre-treated landfill

leachate in a sequencing batch reactor. J. Environ. Manage, 2004, 71: 9-14.

13. Givaudan J.G., Renoua, Poulain S., Dirassouyan F., Moulin P. Landfill

leachate treatment: Review and opportunity. Journal of Hazardous Materials, 2008:

468-493.

14. Bronzini F., Frascari D., Giordano G., Tedioli G., Nocentini M. Longterm

characterization, lagoon treatment and migra tion potential of landfill leachate: a

case study in an active Italian landfill. Chemosphere, 2004, 54: 335 -343.

15. Woo H.J., Im J.H., Choi M.W., Han K.B., Kim C.W. Simultaneous organic

and nitrogen removal from municipal landfill leachate using an anaerobic-aerobic

system. Water Res., 2001, 35: 2403-2410.

16. Hong S.C., Cho S.P., Hong S. Photocatalytic degradation of the landfill

leachate containing refractory matters and nitrogen compounds. Appl. Catal. B:

Environ, 2002, 39: 125-133.

17. Zhao Q.L., Li X.Z. Efficiency of biological treatment affected by high strength

of ammonium-nitrogen in leachate and chemical precipitation of ammonium-

nitrogen as pretreatment. Chemosphere, 2001, 44: 37-43.

18. Khanal SN., Adhikari B., Dahal K.R. A review of factors affecting the

composition of municipal landfill leachate. International journal of engineering

science and innovative technology VOL, 2014, 3(5): 272-281.

19. Pamukoglu M., Kargi F. Aerobic biological treatment of pre-treted landfill

leachate by fed-batch operation. Enzyme Microb. Technol, 2003, 33: 588-595.

132

20. Yussff M.S, Aziz H.A, Adlan M.N, Adnan N.H, Alias S. Physicochemical

removal of iron from semi -aerobic leachate by limestone filter. Waste Manage,

2004, 24: 353 -358.

21. Chandracant Watawati, C.B. Shivayogimath. Landfill leachate treatment by

electrocoagulation process using iron sacrificial electrodes. International Journal of

Renewable Energy and Environmental Engineering, 2014, 02, No. 03: 180-184.

22. Lê Diệp Thùy Trang, Nguyễn Xuân Hoàng, Ngô Thị Thy Trúc và Lê Hoàng

Việt. Tiền xử lý nước rỉ rác bằng keo tụ điện hóa kết hợp Fenton-Ozon. Tạp chí

Khoa học Trường Đại học Cần Thơ, Số chuyên đề: Môi trường và Biến đổi khí hậu,

2017, 1: 153-161.

23. Trần Mạnh Trí. Báo cáo kết quả thực hiện đề tài: “Áp dụng các quá trình oxi

hóa nâng cao (AOPs) để xử lý nước rỉ rác đã qua xử lý sinh học ở nhà máy xử lý

Gò Cát. thực hiện trên hệ pilot 15-20 m3/ngày”. Trung tâm công nghệ Hóa học và

Môi trường, 2007.

24. Lê Văn Tuấn, Trương Quý Tùng, Nguyễn Thị Khánh Tuyền, Phạm Khắc Liệu.

Xử lý nước rỉ rác bằng tác nhân UV-fenton trong thiết bị gián đoạn. Tạp chí khoa

học, Đại học Huế, 2009, 53: 165-175.

25. Vũ Đức Toàn. Đánh giá ảnh hưởng của bãi chôn lấp Xuân Sơn, Hà Nội đến

môi trường nước và đề xuất giải pháp. Tạp chí Khoa học Kỹ thuật Thủy lợi và Môi

trường, 2012, 39: 28-33.

26. E. Paris, L. Koshi, S. Ling, T. Jones, K. Berube. Bioreactivity of leachate from

municipal solid waste landfills—assessment of toxicity. Sci. Total Environ., 2007,

384: 171–181.

27. M.N. Adlan, H.A. Aziz, M.S.M. Zahari, S. Alias. Removal of ammoniacal

nitrogen (N-NH3) from municipal solid waste leachate by using activated carbon

and limestone. Waste Manage. Res., 2004, 22 371–375.

28. UNESCO. The United Nations World Water Development Report 4, .

Managing Water Report under Uncertainty Risk, 2012, 1.

133

29. H. Kim, P. Koedrith, J.I. Weon, Y.R. Seo. Toxicogenomic approaches for

understanding molecular mechanisms of heacy metal mutagenicity and

carcinogenicity. Int. Journal. Hyg. Envir. Heal., 2013, 216 587-598.

30. P.D. Jepson, P.M. Bennet, R.J. Law, B.R. Jones, T. Kuiken, J.R. Baker, E.

Rogan, J.K. Kirkwood. Exposure to heavy metals and infectious disease mortality in

harbor porpoises from England and Wales. Environ. Pollut., 2001, 112 33-40.

31. Geoffrey W. Barton, Peter K. Hold, Cynthia A. Mitchell. The future

electrocoagulation as a localised water treatment technology. Chemosphere, 2005,

59: 355-367.

32. Chen G. Electrochemical technologies in wastewater treatment. Sep. Purif.

Technol., 2004, 38: 11-41.

33. Blais J.F., Drogui P., Mercier G. Review of electrochemical technologies for

environmental applications. Recent patents on engineering, 2007, 1: 257-272.

34. Mikko Vepsäläinen. Electrocoagulation in the treatment of industrial waters

and wastewaters, Concert and Congress House Mikaeli, 2012, Mikkeli, Finland.

35. Hariti M., Bouhezila F., Lounici H. Mameri N. Treatment of the OUED SMAR

town landfill leachate by an electrochemical reactor. Desalination, 2011, 280: 347-

353.

36. Kurt U., Ilhan F., Apaydin O., Gonullu M.T. . Treatment of leachate by

electrocoagulation using aluminum and iron electrodes. Journal of Hazard. Mater,

2008, 154: 381-389.

37. Song J., Li X., Guo J., Wang Z., Feng Q. . Landfill leachate treatment using

electrocoagulation. Procedia Environmental Sciences, 2011, 10: 1159-1164.

38. Morkovsky P., Mollah M.Y., Gomes J.A., Kesmez M., Parga J. and Cocke

D.L. Fundamentals, present and future perspectives of electrocoagulation. J.

Hazard. Mater., 2004, 114: 199-210.

39. J. Gregory, J. Duan. Coagulation by hydrolysing metal salts. Adv. Colloid

Interface Sci., 2003, 100-102: 475–502.

134

40. Saroha A.K., Khandegar V. Electrocoagulation for the treatment of textile

industry effluent -a review. J. Environ. Manage., 2013, 128: 949-963.

41. Nam Tran, Drogui Patrick, Jean-François Blais, Guy Mercier. Phosphorus

removal from spiked municipal wastewater using either electrochemical

coagulation or chemical coagulation as tertiary treatment. Separation and

Purification Technology, 2012, 95: 16–25.

42. A.H. Essadki, W. Balla, B. Gourich, A. Dassaa, H. Chenik, M. Azzi.

Electrocoagulation/electroflotation of reactive, disperse and mixture dyes in an

external-loop airlift reactor. Journal Hazard. Mater., 2010, 184: 710-716.

43. B.S. Kannan, S. Vasudevan, J. Lakshmi, S. Mohanraj, G. Sozhan. Effects of

alternating and direct current in electrocoagulation process on the removal of

fluoride from water. Journal Chem. Technol. Biotechnol., 2011, 86: 428-436.

44. M. Kirlaroglu, M. Eyvaz, T.S. Aktas, E. Yuksel. The effects of alternating

current electrocoagulation on dye removal from aqueous solutions. Chem. Eng.

Journal, 2009, 153: 16-22.

45. T. Kuokkanen, V. Kuokkanen, J. Rämö, U. Lassi, J. Roinen. Removal of

phosphate from wastewaters for further utilization using electrocoagulation with

hybrid electrodes – Technoeconomic studies. Journal Water Process Eng. , 2015, 8:

e50-e57.

46. J. Robinson, C.S. Lee, M.F. Chong. A review on application of flocculants in

wastewater treatment. Process Saf. Environ., 2014, 92 489-508.

47. X. Chen, G. Chen, P.L. Yue. Electrocoagulation and electroflotation of

restaurant wastewater. Journal Environ. Eng., 2008, 126 858-863.

48. F. Ureña-Nuñez, C. Barrera-Díaz, E. Campos, M. Palomar-Pardavé, M.

Romero-Romo. A combined electrochemical-irradiation treatment of highly colored

and polluted industrial wastewater. Radiat. Phys. Chem., 2003, 67: 657-663.

135

49. R.R. Dash, A.K. Verma, P. Bhunia. A review on chemical

coagulation/flocculation technologies for removal of colour from textile

wastewaters. Journal Environ. Manage, 2012, 93: 154-168.

50. C. Park, T.H. Kim, E.B. Shin, S. Kim. Decolorization of disperse and reactive

dyes by continuous electrocoagulation process. Desalination, 2002, 150: 165-175.

51. J. Lakshmi, S. Vasudevan, G. Sozhan. Effects of alternatin and direct current

in electrocoagulation process on the removal of cadmium from water. Journal

Hazard. Mater. , 2011, 192: 26-34.

52. J. Lakshmi, P. Ganesan, G. Sozhan, S. Vasudevan. Removal of manganese

from water by electrocoagulation: Adsorption, kinetics and thermodinamics studies.

Can. Journal Chem. Eng., 2013, 91: 448-458.

53. M. Bayramoglu, O.T. Can, M. Kobya. Decolorization of reactive dye solutions

by electrocoagulation using aluminum electrodes. Ind. Eng. Chem. Res., 2003, 42:

3391-3396.

54. T.J. Pepping, W. Wan, T. Banerji, S. Chaudhari, D.E. Giammar. Effects of

water chemistry on arsenic removal from drinking water by electrocoagulation.

Water Res., 2011, 45: 384-392.

55. M. Zhou, A. Thiam, E. Brillas, I. Sirés. Two-step mineralization of Tartrazine

solutions: Study of parameters and by-products during the coupling of

electrocoagulation with electrochemical advanced oxidation processes. Appl. Catal.

B: Environ., 2014, 150-151: 116-125.

56. M.J. Pearse. Historical use and future development of chemicals for solid-

liquid separation in the mineral processing industry. Miner. Eng., 2003, 16: 103-

108.

57. I. Rodríguez, A. Vázquez, I. Lázaro. Primary potential and current density

distribution analysis: A first approach for designing electrocoagulation reactors.

Chem. Eng. Journal, 2012, 179: 253-261.

136

58. H. Solanki, D. Gosh, M.K. Purkait. Removal of Fe(II) from tap water by

electrocoagulation technique. Journal Hazard. Mater., 2008, 155: 135-143.

59. C.R. Medhi, D. Gosh, M.K. Purkait. Treatment of fluoride containing drinking

water by electrocoagulation using monopolar and bipolar electrode connections.

Chemosphere, 2008, 73: 1393-1400.

60. Isa M.H., Ezechi E.H., Kutty S.R. M., Yaqub A. Boron removal from produced

water using electrocoagulation. Process Safety and Environmental Protection,

2014, 92: 509–514.

61. Hayet Djelal, Catherine Ricordel. Treatment of landfill leachate with high

proportion of refractory materials by electrocoagulation: System performances and

sludge settling characteristics. Journal of Environmental Chemical Engineering,

2014, 2: 1551–1557.

62. Sekman E., Top S., Hosver S., Bilgili M. S. Characterization and electro-

caogulative treatment of nanofiltration concentrate of a full-scale landfill leachate

treatment plant. Desalination, 2011, 268(1-3): 158-162.

63. Kuleyin A., Orkun M.O. Treatment performance evaluation of chemical ox-

ygen demand from landfill leachate by electro-coagulation and electrofenton

technique. Environ. Prog. Sust. Energy, 2012, 31(1): 59-67.

64. M. Bayramoglu, M. Kobya, M. Eyvaz Techno-economical evaluation of

electrocoagulation for the textile wastewater using different electrode connections

Journal Hazard. Mater, 2007, 148: 311-318.

65. F. Ulu, M. Kobya, U. Gebologlu, E. Demirbas, M.S. Oncel. Treatment of

potable water containing low concentration of arsenic with electrocoagulation:

different connection modes and Fe-Al electrodes. Sep. Purif. Technol., 2011, 77:

283-293.

66. B. Mazumdar, O. Sahu, P.K. Chaudhari Treatment of wastewater by

electrocoagulation: A review Environ. Sci. Pollut. Res, 2014, 21: 2397-2413.

137

67. M.A. Behnajady, N. Mordishahla, S. Mohammadi-Aghdam. Investigation of

the effect of different electrodes and their connections on the removal efficiency of

4-nitrophenol from aqueous solution by electrocoagulation. Journal Hazard. Mater,

2008, 154: 778-786.

68. H. Hiz, M. Kobya, E. Senturk, C. Aydiner, E. Demirbas. Treatment of potato

chips manufacturing wastewater by electrocoagulation. Desalination 2006, 190:

201-211.

69. W.G. Johannes, W.A. Pretorius, G.G. Lempert. Water. South Africa, 1991.

70. P. Morkovsky, M.Y.A. Mollah, J.A. Gomes, M. Kesmez, J. Parga, J. Cocke.

Fundamentals, present and future perspectives of electrocoagulation. Journal

Hazard. Mater., 2004, 114 522-530.

71. A.N. Samanta, A.K. Golder, S. Ray. Removal of Cr3+ by electrocoagulation

with multiple electrodes: bipolar and monopolar configurations. Journal Hazard.

Mater, 2007, 141: 653-661.

72. W.L. Chou, C.T. Wang, Y.M. Kuo. Removal of COD from laundry wastewater

by electrocoagulation /electroflotation. Journal Hazard. Mater, 2009, 161: 81-86.

73. A.N. Samanta, A.K. Golder, S. Ray. Trivalent chromium removal by

electrocoagulation and characterization of the process sludge. Journal Chem.

Technol. Biot., 2007, 82: 496-503.

74. A. Torabian, F. Janpoor, V. Khatibikamal. Treatment of laundry waste-water

by electrocoagulation. Journal Chem. Technol. Biotechnol., 2011, 86: 1113-1120.

75. D. Pletcher, F.C. Walsh. Electrochemical Engineering and cell design, in: D.

Pletcher, Z.-Q. Tian, D. Williams (Eds.), Developments in Electrochemistry:

Science Inspired by Martin Fleischmann. . John Wiley & Sons, Ltd, New York,

2014: 95-111.

76. B. Gourich, J. N. Hakizimana, M. Chafi, Y. Stiriba, C. Vial, P. Drogui, J. Naja.

Electrocoagulation process in water treatment: A review of electrocoagulation

modeling approaches. Desalination, 2017, 404: 1–21.

138

77. P. Canizares, C.J. Izquierdo, M.A. Rodrigo, J.P. Leclerc, G. Valentin, F.

Lapicque. Effect of the nature of the supporting electrolyte on the treatment of

soluble oils by electrocoagulation. Desalination, 2010, 255: 15-20.

78. Yang C.L. Electrochemical coagulation for oily water demulsification. Sep.

Purif. Technol., 2006, 54: 388–395.

79. Rodrigues R.F., Fajardo A.S., Martins R.C., Castro L.M., Quinta-Ferreira R.

M. Phenolic wastewaters treatment by electrocoagulation process using Zn anode.

Chemical Engineering Journal, 2015, 275: 331–341.

80. Koparal A.S., Un U.T., Ogutveren U.B. Fluoride removal from water and

wastewater with a bach cylindrical electrode using electrocoagulation. Chemical

Engineering Journal., 2013, 223: 110–115.

81. C.T. Wang, W.L. Chou, K.Y. Huang. Investigation of process parameters for

the removal of polyvinyl alcohol from aqueous solution by iron electrocoagulation.

Desalination, 2010, 251: 12-19.

82. S.L. Lo, C.Y. Hu, W.H. Kuan. High concentration of arsenate removal by

electrocoagulation with calcium. Sep. Purif. Technol., 2014, 126 7-14.

83. R. Boncukcuoğlu, A.E. Yilmaz, M.M. Kocakerim, M.T. Yilmaz, C.

Paluluoğlu. Boron removal from geothermal waters by electrocoagulation. Journal

Hazard. Mater., 2008, 153 146-151.

84. A. Khelifa, S. Aoudj, N. Drouiche, M. Hecini, H. Hamitouche.

Electrocoagulation process applied to wastewater containing dyes from textile

industry. Chem. Eng. Process., 2010, 49: 1176-1182.

85. J.P. Ruparelia, U.D. Patel, M.U. Patel. Electrocoagulation treatment of

simulated floorwash containing Reactive Black 5 using iron sacrificial anode.

Journal Hazard. Mater., 2011, 197 128-136.

86. H. Vergnes, J.L. Trompette. On the crucial influence of some supporting

electrolytes during electrocoagulation in the presence of aluminum electrodes.

Journal Hazard. Mater., 2009, 163 1282-1288.

139

87. L. Chen, C.H. Huang, C.L. Yang. Effect of anions on electrochemical

coagulation for cadmium removal. Sep. Purif. Technol., 2009, 65: 137-146.

88. S.L. Lo, C.Y. Hu, W.H. Kuan. Effect of co-existing anions on fluoride removal

in electrocoagulation (EC) process using aluminium electrodes. Water Res., 2003,

37 4513-4523.

89. R. Hu, B. Lin, C. Ye, Y. Li, C. Lin. A study on the initiation of pitting

corrosion in carbon steel in chloride-containing media using scannins

electrochemical probes. Electrochim., 2010, Acta 55: 6542-6545.

90. Sergi Garcia-Segura, Carlos Alberto Martínez-Huitle, Maria Maesia S.G.

Eiband, Jailson Vieira de Melo. Electrocoagulation and advanced

electrocoagulation processes: A general review about the fundamentals, emerging

applications and its association with other technologies. Journal of

Electroanalytical Chemistry, 2017, 801: 267-299.

91. S.R. Pathakm, Y.A. Mollah, P.K. Patil, M. Vayuvegula, T.S. Agrawal, J.A.G.

Gomes, M. Kesmez, D.L. Cocke. Treatment of orange II azo-dye by

electrocoagulation (EC) technique in a continuous flow cell using sacrificial iron

electrodes. Journal Hazard. Mater., 2004, B109 165-171.

92. H. Ashassi-Sorkhabi, N. Daneshvar, A. Tizpar. Decolorization of organge II

by electrocoagulation method. Sep. Purif. Technol., 2003, 31: 153-162.

93. M. Uğurlu. The removal of some inorganic compounds from paper mill

effluents by the electrocoagulation method. Journal Sci., 2004, 17: 85-99.

94. Hung Y.T., Butler E., Yeh R.Y.L., Ahmad M.S.A. Electrocoagulation in

Wastewater Treatment. Water Res., 2011, 3: 495-525.

95. Kuokkanen T., Kuokkanen V., Rämö J., Lassia U. Electrocoagulation

treatment of peat bog drainage water containing humic substances. Water

Research, 2015, 79: 79-87.

140

96. Hồ Văn Khánh. Xử lý một số chất màu hữu cơ trong nước thải nhuộm bằng

nhôm hòa tan anôt. Luận án tiến sĩ Hóa học Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ

Việt Nam, 1999, Hà Nội.

97. Bùi Thị Tuyết Loan. Nghiên cứu xử lý nước thải công nghiệp in. Luận án tiến

sỹ, Đại học Bách khoa Hà Nội, 2013, Hà Nội.

98. Võ Anh Khuê. Nghiên cứu phương pháp keo tụ điện hóa kết hợp với vi điện

hóa để xử lý các ion kim loại nặng và florua trong nước thải. Tạp chí Khoa học và

Công nghệ Đại học Đà Nẵng, 2014, 7(80): 15-19.

99. Nguyễn Thị Hường. Nghiên cứu xử lý nước thải thủy sản bằng phương pháp

keo tụ điện hóa. Tạp chí khoa học và giáo dục, Trường ĐHSP Đà Nẵng, 2015,

14(01): 7-12.

100. Trịnh Xuân Đức, Lê Văn Cát. Hệ thống tổ hợp tương hỗ trong kỹ thuật xử lý

nước thải, Tập 1. Nhà xuất bản Khoa học và kỹ thuật, 2014, Hà Nội.

101. Trịnh Xuân Đức, Lê Văn Cát. Hệ thống tổ hợp tương hỗ trong kỹ thuật xử lý

nước thải, Tập 2. NXB Khoa học và Kỹ thuật, 2014, Hà Nội.

102. Schellen A.A.J.C, Hellinga C., Mulder J.W., Loosdrecht van M.C.M. Heijnen

J.J. The SHARON-process; an innovative method for nitrogen removal from

ammonium rich wastewater. Wat. Sci. Techn., 1998, 37(1): 135-142.

103. Beiping Zhang, Lixiang Liu, Xiaohui Wu, Gang Yan, Xiejuan Lu.

Simultaneous Removal of Nitrogen and Phosphorous from Municipal Wastewater

Using Continuous-Flow Integrated Biological Reactor. Journal of environmental

engineering, 2008, asce: 169-176.

104. Han-chang Shi, Yong Qiu, Miao He. Nitrogen and Phosphorous Removal in

Municipal Wastewater Treatment Plants in China: A Review. International Journal

of Chemical Engineering, 2010, Article ID 914159: 10 pages.

105. Chen S., Zhu S. The impact of temperature on nitrification rate in fixed

biofilm bio filters. Aquaculture Engineering, 2002, 26(4): 221-237.

141

106. Bina B., Kermani M., Movahedian H., Amin M.M., Nikaneen M. Biological

phosphorous and nitrogen removal from wastewater using moving bed biofilm

process. Iranian Journal of Biotechnology, 2009, 7(1): 19-27.

107. Chen Y., Peng Y.Z., Liu M., Wang S.Y., Song X.Q., Cui, Y.W. Nitrite

accumulation by aeration removal controlled in sequencing batch reactors treating

domestic wastewater. Water Science and Technology, 2004, 50(10).

108. S. Wakelin, D. Page, J. van Leeuwen, and P. Dillon (2006). Review of

biofiltration processes relevant to water reclamation via aquifers. CSIRO Land and

Water, 2006.

109. Heinicke G., Persson F., Uhl W., Hedberg T., Hermansson M. Performance

of direct biofiltration of surface water for reduction of biodegradable organic

matter and biofilm formation potential. Environ Technology, 2006, 27: 1037–1045.

110. Huck P.M., Emelko M.B., Coffey B.M., Smith E.F. Effects of media,

backwash and temperature on full-scale biological filtration. J Am Water Works

Assoc, 2006, 98: 61-73.

111. Skkog R., Melin E., Odegaard H. Ozonation/biofiltration with calcium

carbonate as biofilter media, in Recent Progress in Slow Sand and Alternative

Biofiltration Processes, ed by Gimbel R, Graham NJD and Collins MR. IWA

Publishing, London, 2006: 406–413

112. Saravanamuthu Vigneswaran Durgananda, Singh Chaudhary, Huu-Hao Ngo,

Wang Geun Shim and Hee Moon. Biofilter in water and wastewater treatment.

Korean Journal of Chemical Engineering, 2003, 20(6): 1054-1065.

113. Momba M.N.B., Akpor O.B., Okonkwo J.O. Effect of pH and temperature on

phosphate and nitrate uptake by wastewater protozoa. African Journal of

Biotechnology, 2008, 7(13): 2221-2226.

114. Idris A., Ahmed M., Adam A. Combined anaerobic-aerobic system for

treatment of textile wastwwater. Journal of Engineering Science and Technology

(JESTEC), 2007, 2(1): 55-69.

142

115. M.A Fulazzaky. Carbonaceous, nitrogenous and phosphorus matters removal

from domestic wastewater by an activated sludge reactor of nitrification-

denitrification type. Journal of Engineering Science and Technology (JESTEC),

2009, 39(12): 2035-2041.

116. Vicent T., Carrera J., Lafuente J. Effect of influent COD/N ratio on

biological nitrogen removal (BNR) from high-strength ammonium industrial

wastewater. Process Biochemistry, 2004, 39(12): 2035-2041.

117. Mendez M.A., Fdz-Polanco F., Uruena S., Villaverde S., Garcia P.A. Spatial

distribution of heterotrophs and nitrifiers in a submerged biofilter for nitrification.

Water Research, 2000, 34(16): 4081-4089.

118. Hoo L. N., Ong S. A., Wong Y.S., Dugil D.L., Samad H. Semi-batch

operated constructed wetland planted with phragmites australis for treatment of

dyeing wastewater. Journal of Engineering Science and Technology (JESTEC),

2011, 6(5): 619-627.

119. Durmaz B., Sanin F.D. Effect of carbon to nitrogen ratio on the physical and

chemical properties of activated sludge. Environmental Technology, 2003, 24(11):

1331-1340.

120. S. Fatihah. Effect of full and partial bed configuration on the performance

characteristics of biological aerated filters. PhD. Thesis, UK., 2004, University of

Newcastle Upon Tyne.

121. Mino T., Wijeyekoon S., Satoh H., Matsuo T. Effects of substrate loading

rate on biofilm structure. Water Research, 2004, 38: 2479-2488.

122. Escher B.I., Reungoat J. , Macova M., Argaud F.X., Gernjak W., Keller J.

Ozonation and biological activated carbon filtration of wastewater treatment plant

effluents. Water Research, 2012, 46: 863-872.

123. Gori R., Munz G., Mori G., Lubello C. Powdered activated carbon and

membrane bioreactors (MBRPAC) for tannery wastewater treatment: long term

effect on biological and filtration process performances. Desalination, 2007, 207:

349-360.

143

124. Shabir G., Afzal M., Hussain I., Khalid Z.M. Paper and board mill effluent

treatment with the combined biological–coagulation–filtration pilot scale reactor.

Bioresource Technology, 2008, 99: 7383-7387.

125. He R., Jing Z., Hu Y., Niu Q., Cao S., Li Y. Practice of integrated system of

biofilter and constructed wetland in highly polluted surface water treatment.

Ecological Engineering, 2015, 75: 462–469.

126. Yue Q., Yang K., Han W., Kong J., Gao B., Zhao P., Duan L. Effect of novel

sludge and coal cinder ceramic media in combined anaerobic–aerobic bio-filter for

tetracycline wastewater treatment at low temperature. Chemical Engineering

Journal, 2015, 277: 130-139.

127. Nguyễn Thế Đồng, Phan Đỗ Hùng, Trần Trung Kiên, Nguyễn Hữu Trung.

Ứng dụng thiết bị lọc sinh học ngập nước trong xử lý nước thải dệt nhuộm. Tạp chí

khoa học và công nghệ, 2008, 46(3).

128. Trần Mạnh Hải, Nguyễn Hoài Châu. Nghiên cứu xử lý nước thải chăn nuôi

lợn sau biogas bằng phương pháp lọc sinh học nhỏ giọt. Hội nghị Khoa học kỉ niệm

35 năm thành lập VHLKH&CNVN, 2010: 181-186.

129. Nguyễn Thu Hà, Trịnh Văn Tuyên, Dương Quốc Nghĩa, Nguyễn Thành

Trung. Lọc sinh học nhỏ giọt cấp khí tự nhiên – giải pháp xử lý nước thải chi phí

thấp, tiềm năng ứng dụng tại Đồng Tháp và các tỉnh Đồng bằng sông Cửu Long.

Tạp chí KH&CN của Sở KHCN tỉnh Đồng Tháp, 2014, 6: 8-11.

130. Phan Thị Huê, Lê Cao Khải, Nguyễn Thị Vinh, Đỗ Hồng Giang, Trịnh Trọng

Loan, Nguyễn Hải Yến. Nghiên cứu xử lý nước thải sinh hoạt bằng tổ hợp yếm khí-

thiếu khí-hiếu khí cải tiến quy mô phòng thí nghiệm. Tạp chí Khoa học, Trường

ĐHSP Hà Nội 2, 2014, 31: 19-24.

131. Trần Văn Hòa, Đỗ Văn Mạnh, Huỳnh Đức Long, Trương Thị Hòa, Nguyễn

Thị Lin, Phạm Thị Minh Đức, Vũ Đình Ngọ. Tiềm năng phương pháp lọc sinh học

cải tiến trong xử lý nước thải bệnh viện. Tạp chí Khoa học và Công nghệ, trường

Đại học Công nghiệp Việt Trì, 2014: 7-13.

144

132. Phạm Thị Hải Thịnh, Phan Đỗ Hùng, Trần Văn Tựa, Trần Thị Thu Lan. Xử lí

đồng thời hữu cơ và nitơ trong nước thải chăn nuôi lợn bằng phương pháp lọc sinh

học sục khí luân phiên. Tuyển tập báo cáo khoa học công nghệ toàn quốc, 2013.

133. Nguyễn Văn Phước, Nguyễn Thị Thanh Phượng, Thiệu Cẩm Anh. Nghiên

cứu đánh giá hiệu quả xử lý nước thải tinh bột bằng công nghệ lọc sinh học hiếu khí

trên các loại vật liệu lọc khác nhau. Science & Technology Development, 2010,

13(M2): 54-66.

134. Rachid Laridi, Drogui Patrick, Hamel Benmoussa, Jean-François Blais, Jean

Christian Auclair. Removal of Refractory Organic Compounds in Liquid Swine

Manure Obtained from a Biofiltration Process Using an Electrochemical

Treatment. Journal of environmental engineering, 2005, 131(9): 1302-1310.

135. J.S. Koo, M.J. Yu, G.N. Myung, Y.K. Cho, Y.M. Cho. Evaluation of bipolar

electrocoagulation applied to biofiltration for phosphorus removal. Water Science

& Technology, 2005, 51(10): 231-239.

136. Kadir Kestioglu, Taner Yonar Melike Yalılı Kılıç. Landfill leachate treatment

by the combination of physicochemical methods with adsorption process Journ Biol.

Environ. SCI., 2007, 1 (1): 37-43.

137. Guo Jingsong Abdulhussain, A. Abbas, Liu Zhi Ping, Pan Ying Ya, Wisaam

S. Al-Rekabi. Review on Landfill Leachate Treatments. American Journal of

Applied Sciences, 2009, 6(4): 672-684.

138. J. Wiszniowski, D. Robert, J. Surmacz-Gorska, K. Miksch, J.V. Weber.

Landfill leachate treatment methods: A review. Environ. Chem. Let.t, 2006, 4: 51-

61.

139. G. Tchobanoglous et al. Wastewater engineering: treatment and resource

recovery. Fifth edition, McGraw-Hill Education, 2014, New York.

140. Nilson Marriaga-Cabrales, Fiderman Machuca-Martinez Dayana Donneys-

Victoria. Electrocoagulation for landfill leachate treatment: A review of patents and

research articles Research Signpost, 2014, 37/661 (2): 17-39.

145

141. J.G. Givaudan, S. Renou, S. Poulain, F. Dirassouyan, P. Moulin. Landfill

leachate treatment: Review and opportunity. Journal of Hazardous Materials, 2008,

150: 468–493.

142. Nguyễn Thế Đồng, Tô Thị Hải Yến, Trịnh Văn Tuyên, Trần Thị Thu Nga,

Phạm Thị Thu Hà, Phan Thế Dương, Kosuke Kawai, Saburo Matsui , . Tuần hoàn

nước rác và phân hủy vi sinh trong môi trường sunphat trong công nghệ chôn lấp

rác thải sinh hoạt giúp giảm thiểu ô nhiễm môi trường do nước rỉ rác. Tạp chí Khoa

học và Công nghệ. Viện Hàn lâm khoa học và Công nghệ Việt Nam, 2008, 46(6A):

176 – 183.

143. Hồ Bích Liên. Đánh giá khả năng xử lý nước rỉ rác của cỏ vetiver trong điều

kiện bổ sung chế phẩm sinh học EM. Journal of Thu Dau Mot University, 2014, No

5 (18): 76-81.

144. Hoàng Thị Mỹ Hằng, Phạm Khắc Liệu, Trịnh Thị Giao Chi Phát triển bể lọc

sinh học hiếu khí có lớp đệm ngập nước với sợi len làm vật liệu bám để xử lý nước

rỉ rác. Tạp chí khoa học, Đại học Huế, 2012, 73(4): 157-164.

145. Lê Đức Trung, Nguyễn Thanh Phong, Nguyễn Văn Phước. Xử lý Nitơ trong

nước rỉ rác bằng công nghệ SBR dòng liên tục – ICEAS. Science & Technology

Development, 2016, 19(M1): 122-130.

146. Bouselmi L., Tizaoui C., Mansouri L., Ghrabi A., . Landfill leachate

treatment with ozone and ozone/hydrogen peroxide systems. Journal of Hazardous

Materials, 2007, 140: 316-324.

147. Townsend T.G., Singh S.K.. Moody C.M. Ozonation pretreatment for

stabilized landfill leachate high-pressure membrane treatment. Desalination, 2014,

344: 163-170.

148. Malato S., Torres-Socías E.D.. Prieto-Rodríguez L.. Zapata A.. Fernández-

Calderero I.. Oller I. Detailed treatment line for a specific landfill leachate

remediation. Brief economic assessment. Chemical Engineering Journal, 2015, 261:

60-66.

146

149. Võ Chí Cường, Nguyễn Văn Phước. Nghiên cứu nâng cao hiệu quả xử lý

COD khó phân hủy sinh học trong nước rỉ rác bằng phản ứng fenton. Tạp chí phát

triển khoa học và công nghệ, 2007, 10: 71-78.

150. Ngô Trà Mai. Nghiên cứu đề xuất phương án xử lý nước rỉ rác tại bãi chôn

lấp rác Đình Lập, Lạng Sơn. Tạp chí Khoa học ĐHQGHN: Các Khoa học Trái đất

và Môi trường, , 2016, Tập 32, Số 1: 28-35.

151. Hoàng Ngọc Minh. Nghiên cứu xử lý nước thải chứa các hợp chất hữu cơ khó

phân hủy sinh học bằng các phương pháp xử lý nâng cao. Luận án Tiến sĩ, Trường

ĐHBK Hà Nội, 2012, Hà Nội.

152. Văn Hữu Tập. Nghiên cứu xử lý nước rỉ rác bãi chôn lấp bằng phương pháp

ozon hoá. Luận án tiến sĩ công nghệ môi trường, Học viện Khoa học và Công nghệ,

2015, Hà Nội.

153. Nguyễn Thị Khánh Tuyền, Phạm Vũ Tân. Đánh giá khả năng xử lý COD

trong nước rỉ rác bằng quá trình Fenton kết hợp axit oxalic. Tạp chí khoa học Đại

học Thủ Dầu Một, 2017, 4(35): 23-31.

154. Dia Oumar, Drogui Patrick, Buelna Gerardo, Dubé Rino, Ben Salah Ihsen.

Coupling biofiltration process and electrocoagulation using magnesium-based

anode for the treatment of landfill leachate. Journal of Environmental Management,

2016, 181: 477-483.

155. Dia Oumar, Drogui Patrick, Buelna Gerardo, Dubé Rino. Hybrid process,

electrocoagulation-biofiltration for landfill leachate treatment. Waste Management,

2018, 75: 391-399.

156. A. Schöner, C. Noubactepa. Metallic iron for environmental remediation:

Learning from electrocoagulation. Journal of Hazardous Materials, 2010, 175:

1075–1080.

157. O. Chavalparit, M. Ongwandee. Optimizing electrocoagulation process for

the treatment of biodiesel wastewater using response surface methodology. J.

Environ. Sci., 2009, 21: 1491-1496.

147

158. Walid Lafi, Mohammad Al-Shannag, Khalid Bani-Melhem, Fawzi

Gharagheer, Oqlah Dhaimat. Reduction of COD and TSS from Paper Industries

Wastewater using Electro-Coagulation and Chemical Coagulation. Separation

Science and Technology, 2012, 47: 700–708.

159. Orhan Taner Can, Mehmet Kobya, Mahmut Bayramoglu Treatment of textile

wastewaters by electrocoagulation using iron and aluminum electrodes. Journal of

Hazardous Materials, 2003: 163-178.

160. Lessard P., Garzón-Zúñiga M., Aubry G., Buelna G. Nitrogen elimination

mechanisms in an organic media aerated biofilter treating pig manure.

Environmental Technology, 2005, 26: 361–372.

161. Lê Thị Ngọc Thủy. Ảnh hưởng của tải lượng amoni đến hiệu suất xử lý

amoni đối với nước ngầm tại khu vực Bồ Đề (Gia Lâm). Tạp chí Khoa học và Phát

triển, Trường Đại học Nông nghiệp Hà Nội, 2010, 8: 304-310.

148

PHỤ LỤC

Phụ lục 1. Kết quả thí nghiệm quá trình keo tụ điện phân điện cực sắt xử lý NRR

Bảng 1.1B. Giá trị và hiệu suất xử lý COD trong NRR của quá trình EC ở mật độ dòng và thời gian điện phân khác nhau

Thời

gian

phản ứng

(phút)

J = 1,298

mA/cm2

J = 2,597

mA/cm2

J = 3,246

mA/cm2

J = 3,896

mA/cm2

J = 4,545

mA/cm2

J = 5,194

mA/cm2

Giá trị

mg/l

HS

(%)

Giá trị

mg/l

HS

(%)

Giá trị

mg/l

HS

(%)

Giá trị

mg/l

HS

(%)

Giá trị

mg/l

HS

(%)

Giá trị

mg/l

HS

(%)

0 6260,87 0,00 6347,11 0,00 6165,14 0,00 6165,14 0,00 6145,07 0,00 6109,09 0,00

10 4591,096 26,67 4164,974 34,38 4183,664 32,14 3522,761 42,86 3347,22 45,53 3272,64 46,43

20 3548,035 43,33 2974,89 53,13 3082,57 50,00 2532,023 58,93 2379,371 61,28 2365,44 64,29

30 3338,922 46,67 2677,846 57,81 2422,284 60,71 1871,737 69,64 1708,329 72,2 1698,327 75,00

40 3130,435 50,00 2578,196 59,38 1981,476 67,86 1651,641 73,21 1552,245 74,74 1543,156 78,57

60 292174 53,33 2380,17 62,50 1871,56 69,64 1431,19 76,79 1278,68 78,71 1200,00 80,36

80 2921,948 53,33 2380,166 62,50 1651,641 73,21 1276,8 79,29 1134,38 81,54 1127,738 82,14

149

Bảng 1.2B. Nồng độ và hiệu suất xử lý amoni trong NRR của quá trình EC ở mật độ dòng và thời gian điện phân khác nhau

Thời

gian

phản

ứng

(phút)

J = 1,298

mA/cm2

J = 2,597

mA/cm2

J = 3,246

mA/cm2

J = 3,896

mA/cm2

J = 4,545

mA/cm2

J = 5,194

mA/cm2

Nồng

độ mg/l

HS

(%)

Nồng

độ mg/l

HS

(%)

Nồng

độ mg/l

HS

(%)

Nồng

độ mg/l

HS

(%)

Nồng

độ mg/l

HS

(%)

Nồng độ

mg/l

HS

(%)

0 1147,3 0 1152,9 0 1286,5 0 1231,1 0 1136,7 0 1258,6 0

10 1085,59 5,38 1098,83 4,69 1200,18 6,71 1123,38 8,75 1031,78 9,23 1133,24 9,96

20 1063,57 7,30 1035,88 10,15 1132,51 11,97 1079,80 12,29 995,41 12,43 1102,16 13,63

30 1032,59 10,00 1017,90 11,71 1097,51 14,69 1015,66 17,50 931,98 18,01 1031,93 18,52

40 1023,87 10,76 986,31 14,45 1071,78 16,69 992,76 19,36 908,00 20,12 1005,37 20,27

60 986,35 14,03 979,62 15,03 1050,81 18,32 940,07 23,64 860,25 24,32 952,51 24,99

80 951,01 17,11 927,85 19,52 992,41 22,86 930,96 24,38 843,55 25,79 934,01 26,56

150

Bảng 1.4B. Nồng độ và hiệu suất xử lý TSS trong NRR của quá trình EC ở mật độ dòng và thời gian điện phân khác nhau

Thời

gian

phản

ứng

(phút)

J = 1,298

mA/cm2

J = 2,597

mA/cm2

J = 3,246

mA/cm2

J = 3,896

mA/cm2

J = 4,545

mA/cm2

J = 5,194

mA/cm2

Nồng

độ

mg/l

HS

(%)

Nồng

độ

mg/l

HS

(%)

Nồng

độ

mg/l

HS

(%)

Nồng

độ

mg/l

HS

(%)

Nồng

độ

mg/l

HS

(%)

Nồng

độ

mg/l

HS

(%)

0 1668 0 1782 0 1679 0 1702 0 1871 0 1698 0

10 1665 0,18 1659 6,85 1539 8,34 1535 9,83 1669 10,78 1443 15,05

20 1629 2,32 1556 12,69 1475 12,14 1431 15,95 1528 18,32 1387 19,45

30 1593 4,47 1505 15,54 1414 15,78 1294 23,98 1449 22,51 1316 26,63

40 1577 5,42 1467 17,69 1384 17,58 1184 30,46 1208 35,45 1096 39,44

60 1554 6,85 1412 20,79 1233 26,57 1045 38,61 1141 39,04 1035 40,16

80 1538 7,8 1363 23,53 1211 27,89 1039 38,97 1122 40 1019 41,11

151

Bảng 1.5B. Độ màu và hiệu suất xử lý độ màu trong NRR bằng quá trình EC ở mật độ dòng và thời gian điện phân khác nhau

Thời

gian

phản

ứng

(phút)

J = 1,298

mA/cm2

J = 2,597

mA/cm2

J = 3,246

mA/cm2

J = 3,896

mA/cm2

J = 4,545

mA/cm2

J = 5,194

mA/cm2

Thang

Pt-Co

HS

(%)

Thang

Pt-Co

HS

(%)

Thang

Pt-Co

HS

(%)

Thang

Pt-Co

HS

(%)

Thang

Pt-Co

HS

(%)

Thang

Pt-Co

HS

(%)

0 2451,3 0 2536,7 0 2387,9 0 2459,4 0 2653,4 0 2534,1 0

10 2357,42 3,83 2148,58 15,3 1893,60 20,7 1773,23 27,90 1960,86 26,1 1675,04 33,9

20 2247,35 8,32 1882,23 25,8 1430,35 40,1 1309,63 46,75 1618,84 38,99 1546,05 44,38

30 1914,47 21,9 1560,07 38,5 1211,38 49,27 1117,55 54,56 1163,52 56,15 1111,20 58,3

40 1684,04 31,3 1452,01 42,76 1100,82 53,9 1005,89 59,10 995,03 62,5 950,29 64,9

60 1416,85 42,2 1103,46 56,5 964,71 59,6 696,75 71,67 682,72 74,27 652,02 74,91

80 1279,58 47,8 991,85 60,9 762,70 68,06 506,88 79,39 525,37 80,2 501,75 81,9

152

Bảng 1.6B. Biến đổi pH của NRR trong quá trình EC theo thời gian

Thời gian phản

ứng (phút)

J = 1,298

mA/cm2

J = 2,597

mA/cm2

J = 3,246

mA/cm2

J = 3,896

mA/cm2

J = 5,194

mA/cm2

0 8,0 8,0 8,0 8,0 8,0

10 8,2 8,2 8,3 8,3 8,4

20 8,3 8,4 8,4 8,5 8,6

30 8,4 8,5 8,6 8,7 8,8

40 8,4 8,7 8,7 8,8 8,9

60 8,6 8,9 9,0 9,1 9,2

80 8,8 9,1 9,1 9,2 9,3

153

Bảng 1.7B. Giá trị và hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR của quá trình EC tại các giá trị pH khác nhau

Đối

tượng

xử lý

Thời

gian

phản

ứng

(phút)

pH =5 pH=6 pH=7 pH=8 pH=9 pH=10

(mg/l) HS

(%) (mg/l)

HS

(%) (mg/l)

HS

(%) (mg/l)

HS

(%) (mg/l)

HS

(%) (mg/l)

HS

(%)

COD

0 6247,56 - 6347,65 - 6344,56 - 6678,11 - 6658,71 - 6247,57 -

60 1561,89 50,00 964,21 69,62 827,65 73,91 934,94 72,00 1032,10 62,90 1757,13 43,75

Amoni

0 1365,38 - 1374,40 - 1428,73 - 1257,98 - 1378,68 - 1312,31 -

60 1169,72 14,33 1071,70 22,02 1105,33 22,63 944,93 24,88 1113,70 19,22 1164,84 11,23

TSS

0 1678 - 1775 - 1698 - 1710 - 1674 - 1752 -

60 1399 16,65 1438 18,95 1179 30,55 1027 39,93 1352 19,26 1415 15,74

Độ

màu

Đơn

vị (Pt-Co) - (Pt-Co) - (Pt-Co) - (Pt-Co) - (Pt-Co) - (Pt-Co) -

0 2361,3 - 2484,7 - 2279,9 - 2449,4 - 2553,4 - 2564,1 -

60 1791,99 24,11 1466,22 40,99 750,09 67,1 680,93 72,2 1258,57 50,71 1263,84 34,58

154

Bảng 1.8B. Giá trị và hiệu suất xử lý COD, amoni, TSS và độ màu trong NRR của quá trình EC

khi khoảng cách giữa các điện cực khác nhau

Đối

tượng

xử lý

Thời gian

phản ứng

(phút)

D=1cm D=3cm D=5cm D=7cm

mg/l HS

(%) mg/l

HS

(%) mg/l

HS

(%) mg/l

HS

(%)

COD 0 6165,14 - 6347,65 - 6344,56 - 6678,11 -

60 1431,19 76,79 1151,76 63,71 1586,14 50,00 1814,77 45,65

Amoni 0 1231,10 - 1309,72 - 1351,12 - 1325,25 -

60 940,07 23,64 521,41 20,38 575,24 14,85 592,79 10,54

TSS 0 1702,00 - 1745,00 - 1798,00 - 1680,00 -

60 1045,00 38,61 1270,19 27,21 1418,62 21,1 1545,26 8,02

Độ

màu

Đơn vị Pt-Co - Pt-Co - Pt-Co - Pt-Co -

0 2459,40 - 2563,8 - 2387,6 - 2468,4 -

60 696,75 71,67 917,84 64,2 1334,67 44,1 1764,91 28,5

155

Phụ lục 2. Kết quả thí nghiệm quá trình lọc sinh học

Bảng 2.1B Kết quả thí nghiệm xử lý COD chế độ 1 (S/D = 60/60 phút; 3lít/ngày)

Thời gian

(ngày)

COD vào

mg/l

Tải lượng

COD vào

kg/m3/ngày

COD ra

(mg/l)

HSXL

COD (%)

Ghi

chú

1. 750.89 0.113 68.90 90.82

2. 813.71 0.122 85.97 89.43

3. 798.54 0.120 69.50 91.30

4. 802.17 0.120 73.56 90.83

5. 750.23 0.113 65.26 91.30

6. 798.21 0.120 82.63 89.65

7. 748.12 0.112 80.61 89.22

8. 843.96 0.127 99.21 88.24

9. 759.98 0.114 73.37 90.35

10. 813.21 0.122 85.54 89.48

11. 780.02 0.117 72.39 90.72

12. 730.46 0.110 65.27 91.06

13. 778.35 0.117 71.29 90.84

14. 721.15 0.108 55.28 92.33

15. 789.56 0.118 73.29 90.72

16. 803.28 0.120 70.53 91.22

17. 719.98 0.108 47.43 93.41

18. 747.38 0.112 71.23 90.47

19. 831.27 0.125 106.67 87.17

20. 798.26 0.120 78.34 90.19

21. 765.25 0.115 69.72 90.89

22. 771.29 0.116 73.59 90.46

23. 811.00 0.122 85.21 89.49

24. 767.85 0.115 81.27 89.42

25. 801.00 0.120 68.90 91.40

Trung bình 776.58 0.117 72.94 90.64

Sai số 30.03 0.004 8.31 0.88

Cao nhất 843.96 0.127 106.67 93.41

Thấp nhất 721.15 0.108 47.43 87.17

156

Bảng 2.2B Kết quả thí nghiệm xử lý amoni, nitrat chế độ 1

(S/D = 60/60 phút; 3lít/ngày)

Thời gian

(ngày)

Amoni

vào

(mg/l)

Tải lượng

amoni vào

kg/m3/ngày

Amoni

ra

(mg/l)

HSXL

amoni

(%)

Nitrat

vào

(mg/l)

Nitrat

ra

(mg/l)

Ghi

chú

1. 436.24 0.065 0.25 99.94

< 1.00

363.72

2. 442.71 0.066 0.57 99.87 368.50

3. 449.18 0.067 0.63 99.86 368.50

4. 466.00 0.070 0.92 99.80 374.88

5. 444.00 0.067 0.52 99.88 368.50

6. 434.95 0.065 0.21 99.95 384.44

7. 432.28 0.065 0.42 99.90 371.69

8. 430.87 0.065 0.15 99.97 376.47

9. 432.36 0.065 0.42 99.90 381.25

10. 446.59 0.067 0.45 99.90 389.23

11. 432.07 0.065 0.50 99.88 382.85

12. 468.25 0.070 0.85 99.82 365.31

13. 435.52 0.065 0.52 99.88 356.48

14. 441.42 0.066 0.45 99.90 378.97

15. 440.12 0.066 0.58 99.87 365.53

16. 445.30 0.067 0.68 99.85 387.36

17. 455.65 0.068 0.58 99.87 367.25

18. 450.63 0.068 0.27 99.94 345.95

19. 437.98 0.066 0.76 99.83 381.32

20. 458.27 0.069 0.63 99.86 359.63

21. 461.28 0.069 0.78 99.83 379.64

22. 467.13 0.070 0.95 99.80 372.68

23. 447.98 0.067 0.45 99.90 382.71

24. 437.14 0.066 0.20 99.95 347.26

25. 453.17 0.068 0.58 99.87 376.54

Trung bình 445.88 0.067 0.53 99.88 371.87

Sai số 9.55 0.001 0.17 0.04 9.13

Cao nhất 468.25 0.070 0.92 99.97 389.23

Thấp nhất 430.87 0.065 0.21 99.80 345.95

157

Bảng 2.3B Kết quả thí nghiệm xử lý TSS chế độ 1 (S/D = 60/60 phút; 3lít/ngày)

Thời gian

(ngày)

TSS vào

mg/l

Tải lượng

TSS vào

kg/m3/ngày

TSS ra

(mg/l)

HSXL TSS

(%)

Ghi

chú

1. 485.56 0.073 84.00 82.70

2. 506.32 0.076 70.19 86.14

3. 515.87 0.077 85.64 83.40

4. 511.25 0.077 81.23 84.11

5. 519.34 0.078 80.57 84.49

6. 505.27 0.076 75.26 85.10

7. 515.29 0.077 85.13 83.48

8. 512.76 0.077 77.25 84.93

9. 519.23 0.078 82.97 84.02

10. 517.49 0.078 83.49 83.87

11. 520.11 0.078 85.11 83.64

12. 499.10 0.075 79.35 84.10

13. 518.23 0.078 84.16 83.76

14. 517.21 0.078 73.29 85.83

15. 528.17 0.079 82.18 84.44

16. 520.19 0.078 85.39 83.58

17. 519.23 0.078 78.27 84.93

18. 517.48 0.078 83.15 83.93

19. 524.15 0.079 75.23 85.65

20. 508.87 0.076 82.29 83.83

21. 521.15 0.078 81.24 84.41

22. 523.17 0.078 83.17 84.10

23. 560.21 0.084 94.29 83.17

24. 508.28 0.076 70.56 86.12

25. 515.64 0.077 75.86 85.29

Trung bình 516.38 0.077 80.77 84.36

Sai số 6.77 0.001 31.48 0.66

Cao nhất 560.21 0.084 94.29 86.14

Thấp nhất 485.56 0.073 70.56 82.70

158

Bảng 2.4B Kết quả thí nghiệm xử lý độ màu chế độ 1 (S/D = 60/60 phút; 3lít/ngày)

Thời gian

(ngày)

Độ màu

vào (Pt-Co)

Độ màu ra

(Pt-Co)

HSXL Độ

màu (%)

Ghi

chú

1. 358.98 153.45 57.26

2. 337.98 142.94 57.71

3. 316.34 151.35 52.16

4. 358.35 159.75 55.42

5. 337.35 149.25 55.76

6. 365.12 155.55 57.40

7. 371.39 163.95 55.86

8. 347.28 161.85 53.40

9. 357.34 162.55 54.51

10. 400.35 172.35 56.95

11. 315.86 149.25 52.75

12. 379.35 157.65 58.44

13. 345.29 148.33 57.04

14. 371.27 163.76 55.89

15. 345.36 166.05 51.92

16. 368.25 170.25 53.77

17. 319.24 148.33 53.54

18. 348.53 163.95 52.96

19. 337.35 167.24 50.42

20. 367.28 159.75 56.51

21. 339.76 147.15 56.69

22. 402.12 186.34 53.66

23. 367.97 159.75 56.59

24. 315.98 136.15 56.91

25. 398.55 180.46 54.72

Trung bình 354.91 159.09 55.13

Sai số 20.20 8.85 1.81

Cao nhất 402.12 186.34 58.44

Thấp nhất 315.86 136.15 50.42

159


Thời gian

(ngày)

COD vào

mg/l

Tải lượng

COD vào

kg/m3/ngày

COD ra

(mg/l)

HSXL

COD (%)

Ghi

chú

1. 795.41 0.119 150.12 81.13

2. 815.35 0.122 145.37 82.17

3. 724.41 0.109 119.69 83.48

4. 779.73 0.117 118.52 84.80

5. 747.08 0.112 112.06 85.00

6. 717.76 0.108 91.27 87.28

7. 794.33 0.119 119.15 85.00

8. 755.24 0.113 111.89 85.19

9. 737.20 0.111 114.68 84.44

10. 783.78 0.118 113.51 85.52

11. 721.85 0.108 93.46 87.05

12. 778.52 0.117 109.33 85.96

13. 784.00 0.118 120.95 84.57

14. 733.07 0.110 101.38 86.17

15. 792.08 0.119 125.97 84.10

16. 735.36 0.110 99.53 86.47

17. 733.07 0.110 105.32 85.63

18. 809.85 0.121 145.21 82.07

19. 764.94 0.115 111.55 85.42

20. 732.94 0.110 99.85 86.38

21. 748.54 0.112 112.28 85.00

22. 750.50 0.113 108.58 85.53

23. 730.16 0.110 101.23 86.14

24. 790.51 0.119 135.83 82.82

25. 758.89 0.114 110.67 85.42

Trung bình 760.58 0.114 115.10 84.91

Sai số 25.77 0.004 11.59 1.17

Cao nhất 815.35 0.122 150.12 87.28

Thấp nhất 717.76 0.108 91.27 81.13

160



Thời gian

(ngày)

Amoni

vào

(mg/l)

Tải lượng

amoni vào

kg/m3/ngày

Amoni

ra

(mg/l)

HSXL

amoni

(%)

Nitrat

vào

(mg/l)

Nitrat

ra

(mg/l)

Ghi

chú

1. 451.77 0.0678 1.66 99.63

< 1.00

247.33

2. 456.94 0.0685 1.82 99.60 242.55

3. 454.35 0.0682 1.71 99.62 268.06

4. 447.89 0.0672 1.69 99.62 264.87

5. 483.95 0.0726 2.25 99.54 247.33

6. 445.30 0.0668 1.61 99.64 268.06

7. 438.83 0.0658 1.20 99.73 280.81

8. 436.24 0.0654 1.56 99.64 288.78

9. 450.47 0.0676 1.69 99.63 244.14

10. 446.59 0.0670 1.74 99.61 259.98

11. 449.18 0.0674 1.69 99.62 262.37

12. 438.26 0.0657 1.25 99.71 263.28

13. 465.09 0.0698 1.95 99.58 245.74

14. 450.97 0.0676 1.67 99.63 280.81

15. 471.23 0.0707 1.97 99.58 242.44

16. 441.42 0.0662 1.77 99.60 233.67

17. 456.75 0.0685 1.87 99.59 232.08

18. 442.98 0.0664 1.64 99.63 248.93

19. 450.13 0.0675 1.53 99.66 282.41

20. 438.19 0.0657 1.56 99.64 242.55

21. 458.23 0.0687 1.58 99.65 237.77

22. 451.77 0.0678 1.74 99.61 240.96

23. 467.29 0.0701 1.98 99.58 236.17

24. 437.28 0.0656 1.64 99.63 237.77

25. 473.56 0.0710 2.15 99.55 263.28

Trung bình 452.19 0.0678 1.72 99.62 254.5

Sai số 9.42 0.0014 0.17 0.03 14.7

Cao nhất 483.95 0.0726 2.25 99.73 280.81

Thấp nhất 436.24 0.0654 1.20 99.54 232.08

161


Thời gian

(ngày)

TSS vào

mg/l

Tải lượng

TSS vào

kg/m3/ngày

TSS ra

(mg/l)

HSXL TSS

(%)

Ghi

chú

1. 498.23 0.0747 58.18 88.32

2. 506.11 0.0759 64.28 87.30

3. 517.39 0.0776 63.17 87.79

4. 511.23 0.0767 64.25 87.43

5. 519.47 0.0779 56.00 89.22

6. 515.39 0.0773 58.19 88.71

7. 516.98 0.0775 64.00 87.62

8. 520.87 0.0781 70.15 86.53

9. 509.18 0.0764 61.00 88.02

10. 518.56 0.0778 68.19 86.85

11. 517.45 0.0776 62.18 87.98

12. 489.97 0.0735 59.73 87.81

13. 518.34 0.0778 63.17 87.81

14. 551.25 0.0827 75.27 86.35

15. 518.20 0.0777 66.00 87.26

16. 515.38 0.0773 68.13 86.78

17. 521.00 0.0782 65.38 87.45

18. 519.30 0.0779 63.97 87.68

19. 511.94 0.0768 63.49 87.60

20. 505.87 0.0759 65.29 87.09

21. 519.24 0.0779 64.86 87.51

22. 526.00 0.0789 70.45 86.61

23. 506.27 0.0759 55.61 89.02

24. 578.27 0.0867 89.73 84.48

25. 542.29 0.0813 78.94 85.44

Trung bình 518.97 0.0778 65.58 87.39

Sai số 7.16 0.0015 3.16 0.52

Cao nhất 578.27 0.0867 89.73 89.22

Thấp nhất 489.97 0.0735 55.61 84.48

162

Bảng 2.8B Kết quả thí nghiệm xử lý độ màu chế độ 2 (S/D = 45/75 phút; 3lít/ngày)

Thời gian

(ngày)

Độ màu

vào (Pt-Co)

Độ màu ra

(Pt-Co)

HSXL Độ

màu (%)

Ghi

chú

1. 379.35 201.75 46.82

2. 356.27 197.55 44.55

3. 401.23 217.85 45.70

4. 345.11 195.45 43.37

5. 398.72 225.19 43.52

6. 381.21 202.43 46.90

7. 397.28 208.05 47.63

8. 365.32 205.95 43.62

9. 390.43 207.13 46.95

10. 337.26 175.27 48.03

11. 387.54 203.85 47.40

12. 397.25 211.24 46.82

13. 358.35 197.23 44.96

14. 368.29 203.25 44.81

15. 342.57 180.34 47.36

16. 391.25 208.15 46.80

17. 365.24 195.32 46.52

18. 340.12 180.05 47.06

19. 358.86 190.23 46.99

20. 387.21 209.23 45.96

21. 356.10 190.56 46.49

22. 391.23 211.97 45.82

23. 351.27 187.78 46.54

24. 345.95 185.45 46.39

25. 356.24 200.23 43.79

Trung bình 369.99 199.66 46.03

Sai số 18.63 9.68 1.14

Cao nhất 401.23 225.19 48.03

Thấp nhất 337.26 175.27 43.37

163


Thời gian

(ngày)

COD vào

mg/l

Tải lượng

COD vào

kg/m3/ngày

COD ra

(mg/l)

HSXL COD

(%)

Ghi

chú

1. 805.76 0.121 149.91 81.40

2. 784.00 0.118 144.00 81.63

3. 821.62 0.123 156.86 80.91

4. 737.25 0.111 163.20 77.86

5. 784.00 0.118 166.40 78.78

6. 816.00 0.122 167.94 79.42

7. 834.53 0.125 178.13 78.66

8. 750.00 0.113 178.49 76.20

9. 751.50 0.113 163.02 78.31

10. 815.09 0.122 150.48 81.54

11. 844.53 0.127 167.94 80.11

12. 870.23 0.131 165.83 80.94

13. 780.88 0.117 153.96 80.28

14. 793.89 0.119 173.69 78.12

15. 769.81 0.115 158.20 79.45

16. 759.0 0.114 150.8 80.13

17. 738.23 0.111 155.37 78.95

18. 724.53 0.109 156.90 78.34

19. 809.2 0.121 164.0 79.74

20. 781.61 0.117 158.21 79.76

21. 789.2 0.118 167.3 78.80

22. 728.7 0.109 151.5 79.20

23. 821.7 0.123 157.3 80.86

24. 762.6 0.114 154.9 79.69

25. 737.0 0.111 152.5 79.32

Trung

bình 784.44 0.118 160.27 79.54

Sai số 31.43 0.0047 7.43 1.00

Cao nhất 870.23 0.131 178.49 81.54

Thấp nhất 724.53 0.109 144.00 76.20

164



Thời gian

(ngày)

Amoni

vào

(mg/l)

Tải lượng

amoni vào

kg/m3/ngày

Amoni

ra

(mg/l)

HSXL

amoni

(%)

Nitrat

vào

(mg/l)

Nitrat

ra

(mg/l)

Ghi

chú

1. 429.86 0.0645 1.95 99.55

< 1.00

171.50

2. 478.25 0.0717 2.87 99.40 149.97

3. 450.47 0.0676 2.05 99.54 162.73

4. 446.59 0.0670 1.97 99.56 169.90

5. 458.23 0.0687 2.02 99.56 177.87

6. 441.42 0.0662 2.08 99.53 156.35

7. 442.71 0.0664 2.05 99.54 178.67

8. 456.84 0.0685 2.15 99.53 165.65

9. 451.77 0.0678 2.23 99.51 157.94

10. 433.66 0.0650 2.05 99.53 153.16

11. 438.65 0.0658 1.86 99.58 152.36

12. 452.83 0.0679 2.26 99.50 148.23

13. 439.27 0.0659 2.13 99.52 151.57

14. 451.20 0.0677 2.15 99.52 161.93

15. 442.74 0.0664 2.13 99.52 157.94

16. 449.18 0.0674 2.10 99.53 157.26

17. 461.12 0.0692 2.23 99.52 149.76

18. 438.97 0.0658 1.85 99.58 181.21

19. 467.11 0.0701 2.67 99.43 156.37

20. 456.13 0.0684 2.16 99.53 147.96

21. 451.27 0.0677 2.18 99.52 167.35

22. 445.18 0.0668 2.34 99.47 158.26

23. 439.57 0.0659 2.12 99.52 145.85

24. 452.19 0.0678 2.78 99.39 156.29

25. 427.13 0.0641 2.00 99.53 171.83

Trung bình 448.09 0.0672 2.18 99.52 160.32

Sai số 8.91 0.0013 0.17 0.03 8.44

Cao nhất 478.25 0.0717 2.87 99.58 178.67

Thấp nhất 427.13 0.0641 1.85 99.40 145.85

165


Thời gian

(ngày)

TSS vào

mg/l

Tải lượng

TSS vào

kg/m3/ngày

TSS ra

(mg/l)

HSXL TSS

(%)

Ghi

chú

1. 493.17 0.0740 55.57 88.73

2. 486.13 0.0729 48.23 90.08

3. 507.27 0.0761 52.00 89.75

4. 512.49 0.0769 57.35 88.81

5. 526.29 0.0789 60.11 88.58

6. 509.17 0.0764 58.00 88.61

7. 519.26 0.0779 55.27 89.36

8. 504.18 0.0756 51.13 89.86

9. 506.10 0.0759 49.27 90.26

10. 544.19 0.0816 65.38 87.99

11. 518.26 0.0777 51.10 90.14

12. 508.16 0.0762 58.00 88.59

13. 512.47 0.0769 56.19 89.04

14. 501.28 0.0752 55.28 88.97

15. 519.23 0.0779 55.83 89.25

16. 497.18 0.0746 52.17 89.51

17. 517.04 0.0776 56.00 89.17

18. 547.18 0.0821 56.19 89.73

19. 506.00 0.0759 51.29 89.86

20. 516.00 0.0774 60.11 88.35

21. 513.28 0.0770 54.29 89.42

22. 516.98 0.0775 58.18 88.75

23. 504.32 0.0756 50.37 90.01

24. 573.28 0.0860 70.25 87.75

25. 518.32 0.0777 60.38 88.35

Trung bình 510.83 0.0773 55.23 89.20

Sai số 11.79 0.0018 3.50 0.57

Cao nhất 573.28 0.0860 70.25 90.26

Thấp nhất 486.13 0.0729 48.23 87.75

166

Bảng 2.12B Kết quả thí nghiệm xử lý độ màu chế độ 3


Thời gian

(ngày)

Độ màu

vào (Pt-Co)

Độ màu ra

(Pt-Co)

HSXL Độ

màu (%)

Ghi

chú

1. 375.24 231.15 38.40

2. 379.35 220.86 41.78

3. 387.12 250.11 35.39

4. 348.97 210.15 39.78

5. 365.25 230.19 36.98

6. 368.12 230.13 37.49

7. 349.17 205.45 41.16

8. 378.13 227.18 39.92

9. 356.27 215.27 39.58

10. 364.11 229.53 36.96

11. 345.28 217.32 37.06

12. 334.27 195.26 41.59

13. 357.26 208.05 41.76

14. 379.35 229.67 39.46

15. 348.15 208.05 40.24

16. 365.27 225.15 38.36

17. 387.58 242.18 37.51

18. 336.55 196.54 41.60

19. 367.26 227.32 38.10

20. 349.56 202.97 41.94

21. 370.24 224.91 39.25

22. 376.35 235.32 37.47

23. 336.27 201.34 40.13

24. 356.79 217.45 39.05

25. 402.12 256.64 36.18

Trung bình 363.36 221.53 39.09

Sai số 14.27 12.77 1.61

Cao nhất 402.12 256.64 41.76

Thấp nhất 334.27 195.26 35.39

167


Thời gian

(ngày)

COD vào

mg/l

Tải lượng

COD vào

kg/m3/ngày

COD ra

(mg/l)

HSXL

COD (%)

Ghi

chú

1. 825.40 0.124 162.23 80.35

2. 730.16 0.110 197.61 72.94

3. 812.75 0.122 191.88 76.39

4. 746.50 0.112 178.46 76.09

5. 815.38 0.122 189.88 76.71

6. 800.00 0.120 185.23 76.85

7. 782.44 0.117 174.19 77.74

8. 854.84 0.128 175.30 79.49

9. 828.69 0.124 174.49 78.94

10. 810.13 0.122 203.80 74.84

11. 836.50 0.125 169.06 79.79

12. 815.09 0.122 183.66 77.47

13. 747.08 0.112 163.20 78.16

14. 768.00 0.115 170.52 77.80

15. 836.65 0.125 172.80 79.35

16. 784.00 0.118 180.24 77.01

17. 798.42 0.120 178.13 77.69

18. 814.09 0.122 193.75 76.20

19. 781.25 0.117 164.66 78.92

20. 812.50 0.122 191.00 76.49

21. 796.81 0.120 180.84 77.30

22. 827.59 0.124 181.67 78.05

23. 841.27 0.126 181.31 78.45

24. 793.65 0.119 182.59 76.99

25. 773.69 0.116 182.59 76.40

Trung bình 801.32 0.120 180.36 77.46

Sai số 25.10 0.004 8.09 1.22

Cao nhất 854.84 0.128 203.80 80.35

Thấp nhất 730.16 0.110 162.23 74.84

168



Thời gian

(ngày)

Amoni

vào

(mg/l)

Tải lượng

amoni vào

kg/m3/ngày

Amoni

ra

(mg/l)

HSXL

amoni

(%)

Nitrat

vào

(mg/l)

Nitrat

ra

(mg/l)

Ghi

chú

1. 435.28 0.065 3.42 99.21

< 1.00

45.28

2. 442.17 0.066 3.68 99.17 40.62

3. 431.25 0.065 3.51 99.19 43.85

4. 438.00 0.066 3.22 99.26 42.58

5. 450.78 0.068 3.72 99.17 43.96

6. 432.00 0.065 3.20 99.26 43.78

7. 457.23 0.069 3.68 99.20 44.37

8. 458.13 0.069 3.81 99.17 43.49

9. 449.46 0.067 3.43 99.24 42.94

10. 439.52 0.066 3.39 99.23 44.56

11. 410.00 0.062 2.98 99.27 45.55

12. 446.12 0.067 3.57 99.20 41.38

13. 443.22 0.066 3.47 99.22 40.74

14. 455.65 0.068 3.70 99.19 45.78

15. 447.65 0.067 3.56 99.20 42.76

16. 430.00 0.065 3.28 99.24 46.34

17. 455.38 0.068 3.80 99.17 43.28

18. 445.29 0.067 3.46 99.22 42.98

19. 447.36 0.067 3.52 99.21 44.34

20. 443.74 0.067 3.43 99.23 45.97

21. 436.68 0.066 3.34 99.24 43.75

22. 446.13 0.067 3.45 99.23 44.21

23. 439.15 0.066 3.30 99.25 42.98

24. 427.16 0.064 3.25 99.24 43.75

25. 451.24 0.068 3.82 99.15 41.87

Trung bình 442.34 0.066 3.48 99.21 43.64

Sai số 8.37 0.001 0.17 0.03 1.16

Cao nhất 458.13 0.069 3.82 99.27 45.97

Thấp nhất 410.00 0.062 2.98 99.15 40.62

169


Thời gian

(ngày)

TSS vào

mg/l

Tải lượng

TSS vào

kg/m3/ngày

TSS ra

(mg/l)

HSXL TSS

(%)

Ghi

chú

1. 496.00 0.074 39.16 92.10

2. 488.95 0.073 44.18 90.96

3. 502.76 0.075 50.18 90.02

4. 514.29 0.077 44.54 91.34

5. 528.18 0.079 45.19 91.44

6. 510.57 0.077 46.98 90.80

7. 501.57 0.075 40.15 92.00

8. 521.18 0.078 49.87 90.43

9. 499.39 0.075 42.16 91.56

10. 521.17 0.078 43.91 91.57

11. 515.38 0.077 50.47 90.21

12. 511.67 0.077 48.58 90.51

13. 521.13 0.078 47.14 90.95

14. 526.96 0.079 46.46 91.18

15. 529.05 0.079 46.66 91.18

16. 531.15 0.080 60.12 88.68

17. 508.18 0.076 47.05 90.74

18. 535.34 0.080 47.25 91.17

19. 497.87 0.075 42.19 91.53

20. 518.43 0.078 42.54 91.79

21. 541.62 0.081 47.85 91.17

22. 523.17 0.078 48.04 90.82

23. 527.13 0.079 44.25 91.61

24. 495.78 0.074 40.82 91.77

25. 516.47 0.077 45.89 91.11

Trung bình 515.34 0.077 46.07 91.07

Sai số 11.33 0.002 3.02 0.52

Cao nhất 541.62 0.081 60.12 92.10

Thấp nhất 488.95 0.073 39.16 88.68

170



Thời gian

(ngày)

Độ màu

vào (Pt-Co)

Độ màu ra

(Pt-Co)

HSXL Độ

màu (%)

Ghi

chú

1. 368.24 245.29 33.39

2. 365.28 248.15 32.07

3. 345.64 221.73 35.85

4. 357.31 231.15 35.31

5. 386.52 265.17 31.40

6. 358.21 228.51 36.21

7. 371.25 242.18 34.77

8. 361.53 240.19 33.56

9. 374.26 241.86 35.38

10. 352.35 229.35 34.91

11. 365.84 252.16 31.07

12. 378.73 247.31 34.70

13. 339.75 212.54 37.44

14. 364.91 233.37 36.05

15. 345.27 225.14 34.79

16. 358.64 227.19 36.65

17. 348.96 221.27 36.59

18. 371.36 243.93 34.31

19. 343.87 218.91 36.34

20. 387.38 260.36 32.79

21. 367.42 241.84 34.18

22. 341.85 220.08 35.62

23. 351.72 230.26 34.53

24. 347.83 219.65 36.85

25. 369.25 243.52 34.05

Trung bình 360.93 235.64 34.75

Sai số 11.19 11.54 1.30

Cao nhất 387.38 260.36 37.44

Thấp nhất 339.75 212.54 31.07

171


Thời gian

(ngày)

COD vào

mg/l

Tải lượng

COD vào

kg/m3/ngày

COD ra

(mg/l)

HSXL

COD (%)

Ghi

chú

1. 825.40 0.1651 195.35 76.33

2. 863.01 0.1726 213.55 75.26

3. 812.75 0.1625 200.50 75.33

4. 818.90 0.1638 197.80 75.85

5. 815.38 0.1631 195.70 76.00

6. 800.00 0.1600 185.23 76.85

7. 782.44 0.1565 184.72 76.39

8. 854.84 0.1710 212.90 75.09

9. 828.69 0.1657 195.40 76.42

10. 810.13 0.1620 190.31 76.51

11. 836.50 0.1673 189.74 77.32

12. 815.09 0.1630 183.66 77.47

13. 779.45 0.1559 179.65 76.95

14. 768.00 0.1536 170.52 77.80

15. 836.65 0.1673 205.23 75.47

16. 784.00 0.1568 187.96 76.03

17. 798.42 0.1597 178.13 77.69

18. 814.09 0.1628 193.75 76.20

19. 781.25 0.1563 185.97 76.20

20. 812.50 0.1625 191.00 76.49

21. 796.81 0.1594 190.57 76.08

22. 827.59 0.1655 195.54 76.37

23. 841.27 0.1683 202.21 75.96

24. 793.65 0.1587 182.59 76.99

25. 773.69 0.1547 193.57 74.98

Trung bình 810.82 0.1622 192.06 76.32

Sai số 20.09 0.0040 7.74 0.59

Cao nhất 863.01 0.1726 213.55 77.80

Thấp nhất 773.69 0.1547 170.52 74.98

172



Thời gian

(ngày)

Amoni

vào

(mg/l)

Tải lượng

amoni vào

kg/m3/ngày

Amoni

ra

(mg/l)

HSXL

amoni

(%)

Nitrat

vào

(mg/l)

Nitrat

ra

(mg/l)

Ghi

chú

1. 448.54 0.0897 3.91 99.13

< 1.00

45.82

2. 442.78 0.0886 3.85 99.13 44.11

3. 451.23 0.0902 4.02 99.11 44.34

4. 456.98 0.0914 4.17 99.09 45.26

5. 440.53 0.0881 3.87 99.12 43.65

6. 439.27 0.0879 3.90 99.11 43.25

7. 435.97 0.0872 3.95 99.09 44.93

8. 458.29 0.0917 3.98 99.13 44.76

9. 442.85 0.0886 3.75 99.15 45.75

10. 449.73 0.0899 3.87 99.14 46.05

11. 457.28 0.0915 3.86 99.16 44.38

12. 456.94 0.0914 4.11 99.10 45.05

13. 433.98 0.0868 3.78 99.13 46.32

14. 445.86 0.0892 3.83 99.14 43.98

15. 447.32 0.0895 3.85 99.14 44.73

16. 447.39 0.0895 3.94 99.12 44.09

17. 453.82 0.0908 4.20 99.07 45.68

18. 443.81 0.0888 3.88 99.13 44.39

19. 451.32 0.0903 4.13 99.08 45.61

20. 446.75 0.0894 3.92 99.12 47.01

21. 457.14 0.0914 4.09 99.11 44.32

22. 436.27 0.0873 3.89 99.11 44.21

23. 427.93 0.0856 3.95 99.08 43.97

24. 444.78 0.0890 3.91 99.12 45.04

25. 441.88 0.0884 3.96 99.10 44.38

Trung bình 446.35 0.0893 3.94 99.12 44.84

Sai số 6.42 0.0013 0.09 0.02 0.74

Cao nhất 458.29 0.0917 4.20 99.16 47.01

Thấp nhất 427.93 0.0856 3.75 99.07 43.25

173


Thời gian

(ngày)

TSS vào

mg/l

Tải lượng

TSS vào

kg/m3/ngày

TSS ra

(mg/l)

HSXL TSS

(%)

Ghi

chú

1. 509.36 0.1019 54.35 89.33

2. 492.37 0.0985 56.47 88.53

3. 483.08 0.0966 53.11 89.01

4. 509.19 0.1018 57.28 88.75

5. 523.78 0.1048 56.35 89.24

6. 519.34 0.1039 60.21 88.41

7. 497.26 0.0995 61.07 87.72

8. 506.38 0.1013 58.34 88.48

9. 513.17 0.1026 59.21 88.46

10. 564.32 0.1129 62.73 88.88

11. 523.71 0.1047 59.15 88.71

12. 496.83 0.0994 57.50 88.43

13. 517.34 0.1035 62.17 87.98

14. 505.72 0.1011 61.38 87.86

15. 521.86 0.1044 59.73 88.55

16. 516.71 0.1033 64.05 87.60

17. 507.46 0.1015 58.36 88.50

18. 519.23 0.1038 56.71 89.08

19. 512.82 0.1026 63.09 87.70

20. 517.25 0.1035 58.25 88.74

21. 545.28 0.1091 62.71 88.50

22. 519.35 0.1039 58.94 88.65

23. 490.87 0.0982 59.27 87.93

24. 523.19 0.1046 60.72 88.39

25. 511.28 0.1023 61.24 88.02

Trung bình 513.89 0.1028 59.30 88.46

Sai số 11.58 0.0023 2.15 0.36

Cao nhất 564.32 0.1129 64.05 89.33

Thấp nhất 483.08 0.0966 53.11 87.70

174



Thời gian

(ngày)

Độ màu

vào (Pt-Co)

Độ màu ra

(Pt-Co)

HSXL Độ

màu (%)

Ghi

chú

1. 371.35 255.68 31.15

2. 375.92 257.43 31.52

3. 367.78 255.21 30.61

4. 379.53 259.75 31.56

5. 342.18 230.73 32.57

6. 376.24 265.74 29.37

7. 360.36 248.06 31.16

8. 376.28 257.98 31.44

9. 368.93 252.97 31.43

10. 375.18 260.73 30.51

11. 371.22 255.91 31.06

12. 359.76 251.92 29.98

13. 358.35 245.94 31.37

14. 379.35 262.48 30.81

15. 350.48 240.76 31.31

16. 368.54 252.97 31.36

17. 386.07 270.85 29.84

18. 381.32 265.97 30.25

19. 370.53 253.86 31.49

20. 369.08 253.74 31.25

21. 348.59 235.46 32.45

22. 357.24 245.71 31.22

23. 372.96 260.08 30.27

24. 375.88 260.48 30.70

25. 378.90 263.55 30.44

Trung bình 368.88 254.56 31.00

Sai số 8.53 7.04 0.58

Cao nhất 386.07 270.85 32.57

Thấp nhất 342.18 230.73 29.37

175


Thời gian

(ngày)

COD vào

mg/l

Tải lượng

COD vào

kg/m3/ngày

COD ra

(mg/l)

HSXL

COD (%)

Ghi

chú

1. 809.76 0.2024 201.76 75.08

2. 830.80 0.2077 203.86 75.46

3. 812.75 0.2032 199.87 75.41

4. 818.80 0.2047 211.00 74.23

5. 815.38 0.2038 210.45 74.19

6. 795.57 0.1989 197.53 75.17

7. 782.44 0.1956 195.74 74.98

8. 823.37 0.2058 208.26 74.71

9. 828.69 0.2072 219.50 73.51

10. 810.13 0.2025 203.80 74.84

11. 836.50 0.2091 201.27 75.94

12. 815.09 0.2038 189.86 76.71

13. 765.85 0.1915 175.43 77.09

14. 768.00 0.1920 172.89 77.49

15. 861.37 0.2153 216.34 74.88

16. 784.00 0.1960 190.73 75.67

17. 798.42 0.1996 197.36 75.28

18. 814.09 0.2035 193.75 76.20

19. 781.25 0.1953 196.75 74.82

20. 812.50 0.2031 191.00 76.49

21. 796.81 0.1992 185.86 76.67

22. 827.59 0.2069 207.34 74.95

23. 841.27 0.2103 215.08 74.43

24. 793.65 0.1984 182.59 76.99

25. 773.69 0.1934 180.96 76.61

Trung bình 807.91 0.2020 197.86 75.51

Sai số 19.15 0.0048 9.93 0.86

Cao nhất 861.37 0.2153 219.50 77.49

Thấp nhất 765.85 0.1915 170.52 73.51

176



Thời gian

(ngày)

Amoni

vào

(mg/l)

Tải lượng

amoni vào

kg/m3/ngày

Amoni

ra

(mg/l)

HSXL

amoni

(%)

Nitrat

vào

(mg/l)

Nitrat

ra

(mg/l)

Ghi

chú

1. 451.09 0.1128 4.57 98.99

< 1.00

47.86

2. 443.27 0.1108 4.27 99.04 48.02

3. 423.65 0.1059 4.50 98.94 46.97

4. 467.21 0.1168 4.52 99.03 47.08

5. 436.54 0.1091 4.31 99.01 45.37

6. 445.97 0.1115 4.41 99.01 47.97

7. 437.52 0.1094 4.61 98.95 47.23

8. 451.23 0.1128 4.37 99.03 46.51

9. 459.53 0.1149 4.29 99.07 46.06

10. 448.19 0.1120 4.35 99.03 47.90

11. 426.49 0.1066 4.27 99.00 46.39

12. 455.94 0.1140 4.52 99.01 46.74

13. 459.32 0.1148 4.49 99.02 47.38

14. 455.65 0.1139 4.32 99.05 46.84

15. 455.35 0.1138 4.28 99.06 48.04

16. 465.21 0.1163 4.65 99.00 46.32

17. 438.91 0.1097 4.42 98.99 47.58

18. 452.83 0.1132 4.24 99.06 46.78

19. 436.71 0.1092 4.35 99.00 46.07

20. 450.11 0.1125 4.65 98.97 47.73

21. 439.43 0.1099 4.51 98.97 46.63

22. 453.58 0.1134 4.33 99.05 46.47

23. 438.02 0.1095 4.48 98.98 45.48

24. 440.22 0.1101 4.21 99.04 47.25

25. 447.28 0.1118 4.36 99.03 46.36

Trung bình 447.17 0.1118 4.40 99.01 46.92

Sai số 8.97 0.0022 0.11 0.03 0.63

Cao nhất 467.21 0.1168 4.65 99.07 48.02

Thấp nhất 423.65 0.1059 4.27 98.94 45.37

177


Thời gian

(ngày)

TSS vào

mg/l

Tải lượng

TSS vào

kg/m3/ngày

TSS ra

(mg/l)

HSXL TSS

(%)

Ghi

chú

1. 501.25 0.1253 69.23 86.19

2. 505.28 0.1263 71.45 85.86

3. 516.90 0.1292 72.67 85.94

4. 511.32 0.1278 71.84 85.95

5. 548.20 0.1371 68.39 87.52

6. 516.87 0.1292 69.23 86.61

7. 515.91 0.1290 67.96 86.83

8. 512.75 0.1282 69.58 86.43

9. 508.21 0.1271 67.83 86.65

10. 515.33 0.1288 68.12 86.78

11. 520.98 0.1302 66.28 87.28

12. 517.35 0.1293 67.53 86.95

13. 518.72 0.1297 72.81 85.96

14. 519.23 0.1298 68.25 86.86

15. 529.71 0.1324 66.76 87.40

16. 518.96 0.1297 67.58 86.98

17. 498.32 0.1246 69.43 86.07

18. 521.79 0.1304 71.66 86.27

19. 512.73 0.1282 67.54 86.83

20. 487.26 0.1218 69.72 85.69

21. 471.42 0.1179 68.25 85.52

22. 526.71 0.1317 71.37 86.45

23. 515.68 0.1289 72.56 85.93

24. 541.23 0.1353 71.64 86.76

25. 509.72 0.1274 72.67 85.74

Trung bình 514.47 0.1286 69.61 86.46

Sai số 10.12 0.0025 1.78 0.48

Cao nhất 548.20 0.1371 72.81 87.52

Thấp nhất 471.42 0.1179 66.28 85.52

178



Thời gian

(ngày)

Độ màu

vào (Pt-Co)

Độ màu ra

(Pt-Co)

HSXL Độ

màu (%)

Ghi

chú

1. 375.36 270.65 27.90

2. 371.42 268.52 27.70

3. 368.54 263.75 28.43

4. 370.51 267.45 27.82

5. 367.42 262.90 28.45

6. 369.75 266.98 27.79

7. 357.43 255.38 28.55

8. 368.11 262.09 28.80

9. 348.52 240.89 30.88

10. 371.16 265.54 28.46

11. 368.26 265.43 27.92

12. 361.13 259.95 28.02

13. 370.69 265.75 28.31

14. 371.23 265.48 28.49

15. 361.54 257.45 28.79

16. 378.92 277.18 26.85

17. 365.71 257.63 29.55

18. 375.43 265.86 29.19

19. 380.27 277.36 27.06

20. 377.54 269.96 28.49

21. 374.28 270.85 27.63

22. 357.39 252.92 29.23

23. 376.52 271.05 28.01

24. 371.29 270.08 27.26

25. 369.63 265.04 28.30

Trung bình 369.12 264.65 28.32

Sai số 5.37 5.51 0.60

Cao nhất 380.27 277.36 30.88

Thấp nhất 348.52 240.89 26.85

179


Thời gian

(ngày)

COD vào

mg/l

Tải lượng

COD vào

kg/m3/ngày

COD ra

(mg/l)

HSXL

COD (%)

Ghi

chú

1. 823.67 0.2471 221.13 73.15

2. 821.98 0.2466 221.86 73.01

3. 815.65 0.2447 200.71 75.39

4. 817.32 0.2452 201.92 75.29

5. 821.35 0.2464 220.02 73.21

6. 801.27 0.2404 200.74 74.95

7. 782.44 0.2347 197.06 74.81

8. 820.05 0.2460 209.37 74.47

9. 828.69 0.2486 202.45 75.57

10. 812.31 0.2437 203.80 74.91

11. 835.28 0.2506 216.58 74.07

12. 815.09 0.2445 201.34 75.30

13. 754.28 0.2263 179.52 76.20

14. 783.25 0.2350 197.43 74.79

15. 837.18 0.2512 230.15 72.51

16. 803.78 0.2411 201.54 74.93

17. 798.42 0.2395 195.27 75.54

18. 814.09 0.2442 207.34 74.53

19. 782.85 0.2349 193.55 75.28

20. 811.84 0.2436 202.74 75.03

21. 796.81 0.2390 206.38 74.10

22. 795.25 0.2386 197.64 75.15

23. 850.86 0.2553 227.95 73.21

24. 787.36 0.2362 199.76 74.63

25. 775.26 0.2326 192.35 75.19

Trung bình 807.45 0.2422 205.14 74.61

Sai số 17.68 0.0053 9.16 0.74

Cao nhất 850.86 0.2553 230.15 76.20

Thấp nhất 754.28 0.2263 179.52 72.51

180



Thời gian

(ngày)

Amoni

vào

(mg/l)

Tải lượng

amoni vào

kg/m3/ngày

Amoni

ra

(mg/l)

HSXL

amoni

(%)

Nitrat

vào

(mg/l)

Nitrat

ra

(mg/l)

Ghi

chú

1. 457.32 0.1372 4.91 98.93

< 1.00

47.76

2. 451.28 0.1354 4.87 98.92 49.05

3. 445.76 0.1337 4.74 98.94 47.51

4. 454.36 0.1363 4.92 98.92 48.65

5. 447.36 0.1342 4.58 98.98 48.95

6. 473.25 0.1420 4.95 98.95 47.95

7. 455.83 0.1367 4.88 98.93 48.53

8. 443.75 0.1331 4.87 98.90 48.01

9. 449.24 0.1348 4.65 98.96 47.98

10. 453.71 0.1361 4.81 98.94 48.71

11. 450.35 0.1351 4.83 98.93 47.05

12. 448.37 0.1345 4.82 98.92 48.67

13. 446.53 0.1340 4.82 98.92 48.51

14. 451.22 0.1354 4.78 98.94 49.04

15. 465.39 0.1396 4.76 98.98 47.89

16. 471.05 0.1413 4.82 98.98 48.09

17. 446.81 0.1340 4.67 98.95 46.97

18. 471.35 0.1414 4.93 98.95 47.99

19. 447.13 0.1341 4.79 98.93 48.35

20. 445.11 0.1335 4.71 98.94 48.10

21. 448.53 0.1346 4.81 98.93 47.91

22. 450.71 0.1352 4.85 98.92 48.36

23. 458.35 0.1375 4.90 98.93 48.78

24. 443.79 0.1331 4.79 98.92 47.82

25. 446.42 0.1339 4.82 98.92 47.53

Trung bình 452.92 0.1359 4.81 98.94 48.17

Sai số 6.75 0.0022 0.07 0.02 0.46

Cao nhất 473.25 0.1420 4.95 98.98 49.05

Thấp nhất 443.75 0.1331 4.58 98.90 46.97

181


Thời gian

(ngày)

TSS vào

mg/l

Tải lượng

TSS vào

kg/m3/ngày

TSS ra

(mg/l)

HSXL TSS

(%)

Ghi

chú

1. 501.43 0.1504 75.23 85.00

2. 496.15 0.1488 74.87 84.91

3. 504.28 0.1513 70.31 86.06

4. 508.12 0.1524 76.53 84.94

5. 527.11 0.1581 77.49 85.30

6. 507.37 0.1522 78.25 84.58

7. 505.18 0.1516 73.69 85.41

8. 504.35 0.1513 79.02 84.33

9. 507.88 0.1524 76.51 84.94

10. 515.34 0.1546 77.48 84.97

11. 517.36 0.1552 78.62 84.80

12. 535.79 0.1607 76.34 85.75

13. 511.65 0.1535 74.07 85.52

14. 503.19 0.1510 78.54 84.39

15. 525.75 0.1577 73.97 85.93

16. 515.72 0.1547 83.97 83.72

17. 507.43 0.1522 76.52 84.92

18. 535.26 0.1606 78.21 85.39

19. 551.32 0.1654 79.56 85.57

20. 480.34 0.1441 69.73 85.48

21. 501.87 0.1506 78.15 84.43

22. 508.16 0.1524 74.86 85.27

23. 510.86 0.1533 76.37 85.05

24. 496.25 0.1489 76.54 84.58

25. 500.63 0.1502 79.93 84.03

Trung bình 511.15 0.1533 76.59 85.01

Sai số 10.79 0.0032 2.14 0.45

Cao nhất 551.32 0.1654 83.97 86.06

Thấp nhất 480.34 0.1441 69.73 83.72

182



Thời gian

(ngày)

Độ màu

vào (Pt-Co)

Độ màu ra

(Pt-Co)

HSXL Độ

màu (%)

Ghi

chú

1. 375.26 285.76 23.85

2. 367.83 277.85 24.46

3. 369.72 281.95 23.74

4. 365.81 276.32 24.46

5. 378.52 287.93 23.93

6. 377.85 289.89 23.28

7. 359.62 270.08 24.90

8. 371.27 284.35 23.41

9. 367.83 280.11 23.85

10. 356.78 272.58 23.60

11. 349.53 265.54 24.03

12. 375.68 283.07 24.65

13. 358.94 272.31 24.13

14. 371.23 282.76 23.83

15. 359.76 273.97 23.85

16. 364.84 277.34 23.98

17. 357.62 271.48 24.09

18. 353.17 267.36 24.30

19. 367.58 282.64 23.11

20. 368.94 283.81 23.07

21. 372.86 283.98 23.84

22. 381.69 288.73 24.35

23. 365.86 271.26 25.86

24. 362.73 277.45 23.51

25. 369.27 278.62 24.55

Trung bình 366.81 278.69 24.03

Sai số 6.42 5.66 0.44

Cao nhất 381.69 288.73 25.86

Thấp nhất 349.53 265.54 23.07

183


Thời gian

(ngày)

COD vào

mg/l

Tải lượng

COD vào

kg/m3/ngày

COD ra

(mg/l)

HSXL

COD (%)

Ghi

chú

1. 805.37 0.2819 209.45 73.99

2. 739.65 0.2589 182.90 75.27

3. 785.27 0.2748 204.72 73.93

4. 817.32 0.2861 225.76 72.38

5. 810.38 0.2836 224.85 72.25

6. 811.73 0.2841 212.35 73.84

7. 790.26 0.2766 216.34 72.62

8. 809.54 0.2833 208.57 74.24

9. 795.36 0.2784 203.71 74.39

10. 812.39 0.2843 212.74 73.81

11. 789.18 0.2762 201.98 74.41

12. 820.71 0.2872 214.94 73.81

13. 782.45 0.2739 209.75 73.19

14. 769.35 0.2693 199.56 74.06

15. 837.19 0.2930 218.52 73.90

16. 785.28 0.2748 211.07 73.12

17. 799.42 0.2798 201.26 74.82

18. 815.74 0.2855 208.97 74.38

19. 776.86 0.2719 198.34 74.47

20. 808.57 0.2830 211.78 73.81

21. 796.81 0.2789 205.89 74.16

22. 827.59 0.2897 217.54 73.71

23. 856.78 0.2999 245.17 71.38

24. 798.64 0.2795 212.85 73.35

25. 789.73 0.2764 198.73 74.84

Trung bình 801.26 0.2804 210.31 73.77

Sai số 17.45 0.0061 8.02 0.65

Cao nhất 856.78 0.2999 245.17 74.84

Thấp nhất 739.65 0.2589 182.90 71.38

184



Thời gian

(ngày)

Amoni

vào

(mg/l)

Tải lượng

amoni vào

kg/m3/ngày

Amoni

ra

(mg/l)

HSXL

amoni

(%)

Nitrat

vào

(mg/l)

Nitrat

ra

(mg/l)

Ghi

chú

1. 448.86 0.1571 4.98 98.89

< 1.00

49.43

2. 446.84 0.1564 5.02 98.88 50.07

3. 465.23 0.1628 5.15 98.89 48.93

4. 447.73 0.1567 4.79 98.93 49.57

5. 445.87 0.1561 4.95 98.89 50.18

6. 447.32 0.1566 4.97 98.89 51.23

7. 452.71 0.1584 5.11 98.87 49.38

8. 447.91 0.1568 5.09 98.86 51.05

9. 448.32 0.1569 4.99 98.89 49.96

10. 436.72 0.1529 4.87 98.88 48.79

11. 447.95 0.1568 5.02 98.88 49.53

12. 444.81 0.1557 4.96 98.88 50.08

13. 447.21 0.1565 5.07 98.87 49.67

14. 449.17 0.1572 4.96 98.90 48.55

15. 446.38 0.1562 5.04 98.87 47.96

16. 448.93 0.1571 4.99 98.89 48.91

17. 441.95 0.1547 4.86 98.90 49.50

18. 450.14 0.1575 4.90 98.91 50.13

19. 443.27 0.1551 4.98 98.88 49.11

20. 442.18 0.1548 5.02 98.86 47.32

21. 444.53 0.1556 5.06 98.86 48.53

22. 446.67 0.1563 5.02 98.88 49.90

23. 453.76 0.1588 4.97 98.90 50.26

24. 445.75 0.1560 5.06 98.86 49.73

25. 451.38 0.1580 5.04 98.88 51.08

Trung bình 447.66 0.1567 4.99 98.88 49.55

Sai số 3.21 0.0011 0.06 0.01 0.70

Cao nhất 465.23 0.1628 5.15 98.93 51.23

Thấp nhất 436.72 0.1529 4.79 98.86 47.32

185


Thời gian

(ngày)

TSS vào

mg/l

Tải lượng

TSS vào

kg/m3/ngày

TSS ra

(mg/l)

HSXL TSS

(%)

Ghi

chú

1. 505.11 0.1768 83.78 83.41

2. 501.34 0.1755 85.13 83.02

3. 508.24 0.1779 82.74 83.72

4. 535.47 0.1874 88.35 83.50

5. 528.13 0.1848 87.96 83.35

6. 508.61 0.1780 88.56 82.59

7. 507.38 0.1776 84.32 83.38

8. 505.03 0.1768 82.91 83.58

9. 508.91 0.1781 81.73 83.94

10. 512.70 0.1794 79.82 84.43

11. 517.48 0.1811 76.14 85.29

12. 506.73 0.1774 88.36 82.56

13. 512.49 0.1794 87.54 82.92

14. 502.77 0.1760 84.69 83.16

15. 525.65 0.1840 85.11 83.81

16. 514.93 0.1802 84.32 83.62

17. 505.28 0.1768 87.45 82.69

18. 508.67 0.1780 86.77 82.94

19. 507.43 0.1776 83.91 83.46

20. 557.22 0.1950 89.75 83.89

21. 512.86 0.1795 82.37 83.94

22. 516.64 0.1808 88.92 82.79

23. 497.58 0.1742 85.36 82.84

24. 482.91 0.1690 86.89 82.01

25. 502.45 0.1759 87.63 82.56

Trung bình 511.68 0.1791 85.22 83.34

Sai số 9.34 0.0033 2.47 0.53

Cao nhất 557.22 0.1950 89.75 85.29

Thấp nhất 480.34 0.1690 76.14 82.01

186



Thời gian

(ngày)

Độ màu

vào (Pt-Co)

Độ màu ra

(Pt-Co)

HSXL Độ

màu (%)

Ghi

chú

1. 368.54 305.07 17.22

2. 356.74 297.05 16.73

3. 359.86 297.65 17.29

4. 370.84 309.81 16.46

5. 369.69 308.25 16.62

6. 379.57 313.06 17.52

7. 368.95 307.48 16.66

8. 371.53 311.83 16.07

9. 371.65 309.26 16.79

10. 365.38 312.41 14.50

11. 367.32 301.84 17.83

12. 356.83 295.04 17.32

13. 376.42 317.26 15.72

14. 369.69 311.20 15.82

15. 372.64 316.45 15.08

16. 361.57 294.56 18.53

17. 368.19 304.63 17.26

18. 359.63 296.57 17.53

19. 372.51 315.16 15.40

20. 379.85 317.35 16.45

21. 375.86 314.23 16.40

22. 351.27 285.71 18.66

23. 362.35 300.68 17.02

24. 365.79 305.11 16.59

25. 358.94 301.53 15.99

Trung bình 367.26 305.97 16.70

Sai số 5.94 6.89 0.75

Cao nhất 379.85 317.35 18.66

Thấp nhất 351.27 285.71 14.50

187

Phụ lục 3. Các hình ảnh thiết bị và quá trình thí nghiệm

a. Bể EC b. Nguồn điện một chiều

c. Bản điện cực bằng sắt d. Bản điện cực bằng nhôm

Hình 3.1B. Hình ảnh một số thiết bị dùng trong nghiên cứu EC

188

a. Hệ BF + Đệm sinh học trước thí nghiệm b. Hệ BF + Đệm sinh học sau khi thí

nghiệm được 3 tháng

c. Hệ BF khi đang hoạt động d. Hệ thống điều khiển hệ BF

Hình 3.2B. Hình ảnh một số thiết bị và quá trình thí nghiệm nghiên cứu BF

189

a. Trước thí nghiệm b. Sau 10 phút thí nghiệm

c. Sau 20 phút thí nghiệm d. Sau 40 phút thí nghiệm

e. Sau 60 phút thí nghiệm

Hình 3.3B. Hình ảnh thí nghiệm quá trình EC với điện cực sắt

190




Hình 3.4B. Hình ảnh thí nghiệm quá trình EC với điện cực nhôm

191




Hình 3.5B. Hình ảnh thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của khoảng cách điện

cực đến hiệu suất xử lý của quá trình EC với điện cực nhôm

192


c. Sau 20 phút thí nghiệm

Hình 3.6B. Hình ảnh thí nghiệm nghiên cứu ảnh hưởng của khoảng cách điện

cực đến hiệu suất xử lý của quá trình EC với điện cực sắt

Hình 3.7B. Hình ảnh nước rỉ rác sau thí nghiệm EC với thời gian điện phân 10, 20,

30, 40, 60 phút (đã để lắng 60 phút)

193

Hình 3.8B. Hình ảnh phân tích mẫu thí nghiệm

NGHIÊN CỨU XỬ LÝ NƯỚC RỈ RÁC BẰNG PHƯƠNG PHÁP KEO...

Documents

Transcript of NGHIÊN CỨU XỬ LÝ NƯỚC RỈ RÁC BẰNG PHƯƠNG PHÁP KEO...