Các tác nhân oxy hóa mạnh như chlorine có thể phản ứng với các hợp chất hữu cơ tự nhiên Natural Organic Matters trong nước để hình thành các sản phẩm phụ không mong muốn được gọi chung l
TỔNG QUAN
SỰ HÌNH THÀNH SẢN PHẨM PHỤ CỦA QUÁ TRÌNH KHỬ TRÙNG
Khử trùng là một công đoạn quan trọng để tiêu diệt các thành phần vi sinh vật gây bệnh, kiểm soát, ngăn chặn sự lây lan và sự tái phát triển của chúng trong nguồn nước sạch nhằm đảm bảo sức khỏe cho người sử dụng nước Lần đầu tiên, chất khử trùng (chlorine) được sử dụng như một quá trình liên tục trong xử lý nước là tại một thị trấn nhỏ ở Bỉ trong đầu những năm 1900 Kể từ khi áp dụng công nghệ lọc và khử trùng tại các nhà máy xử lý nước tại Mỹ, các bệnh qua đường nước như thương hàn, dịch tả hầu nhƣ đã đƣợc loại bỏ [8]
Qua nhiều thời kỳ phát triển của ngành nước, nhiều phương pháp khử trùng khác nhau đã đƣợc đƣa vào sử dụng Tuy nhiên, việc sử dụng các tác nhân oxy hóa mạnh như (chlorine, chlorine dioxide, chloramine, ozone, KMnO4, v.v.) vẫn là phương pháp khử trùng nước phổ biến nhất Ngoài mục đích khử trùng cuối để loại bỏ vi sinh vật gây bệnh, các tác nhân oxy hóa này còn đƣợc sử dụng riêng lẻ hoặc kết hợp với nhau trong nhiều công đoạn khác nhau của quy trình xử lý nước để oxy hóa các hợp chất vô cơ (nhƣ sắt, mangan, ammonia, arsen, v.v.), giảm thiểu các hợp chất hữu cơ, kiểm soát mùi vị, ngăn ngừa sự phát triển của tảo và đôi khi đƣợc sử dụng nhƣ chất hỗ trợ để tăng cường cơ quá trình keo tụ - tạo bông và tiền xử lý cho các hệ thống lọc màng [1]
Mỗi tác nhân oxy hóa/khử trùng đều có những ƣu điểm và nhƣợc điểm riêng liên quan đến hiệu quả xử lý, độ ổn định (khả năng duy trì dƣ lƣợng), yêu cầu về thiết bị sử dụng, chi phí giá thành, mức độ an toàn khi sử dụng và khả năng hình thành các sản phẩm phụ khử trùng Với khả năng oxy hóa sắt, mangan, ammonia hiệu quả cùng với hiệu quả khử trùng cao, chi phí thấp và khả năng tồn tại dư lượng trên đường ống phân phối (giúp ngăn ngừa sự tái phát triển của vi sinh) nên hiện nay chlorine đƣợc sử dụng rất phổ biến ở các nước đang phát triển trong cả tiền oxy hóa và khử trùng nguồn nước
Chlorine cũng đƣợc sử dụng cho quá trình tiền oxy hóa trong hầu hết các quy trình xử lý nước truyền thống ở Việt Nam
Trang 6 Bảng 2.1 So sánh các tác nhân khử trùng phổ biến
Tính chất Chlorine dạng khí (Cl 2 )
Chlorine kết hợp Chlorine dioxide Ozone Tia UV
Khử mùi Cao Trung bình Trung bình Cao Cao Không đánh giá
Tương tác với chất hữu cơ Oxy hóa chất hữu cơ
Oxy hóa chất hữu cơ
Oxy hóa chất hữu cơ
Oxy hóa chất hữu cơ
Oxy hóa chất hữu cơ
Sự ăn mòn Ăn mòn cao Ăn mòn Ăn mòn Ăn mòn cao Ăn mòn cao Không đánh giá Độc tính đối với con người Độc tính cao Độc tính cao Độc tính Độc tính Độc tính Độc tính
Thâm nhập vào hạt rắn Cao Cao Trung bình Cao Cao Trung bình
Lo ngại về an toàn Cao Trung bình – thấp
Cao – Trung bình Cao Trung bình Thấp
Khả năng hòa tan Trung bình Cao Cao Cao Cao Không đánh giá
Tính ổn định Ổn định Ít ổn định Ít ổn định (hơi không ổn định)
Không ổn định Không ổn định Không đánh giá
Vi khuẩn Rất tốt Rất tốt Tốt Rất tốt Rất tốt Tốt
Protozoa Khá – kém Khá – kém Kém Tốt Tốt Rất tốt
Virus Rất tốt Rất tốt Khá Rất tốt Rất tốt Tốt
Dạng sản phẩm phụ khử trùng DBPs
THMs và HAAs Vết của THMs,
Làm tăng TDS Có Có Có Có Không Không
Sử dụng nhƣ tác nhân khử trùng
Phổ biến Phổ biến Phổ biến Thỉnh thoảng Thỉnh thoảng Đang tăng lên nhanh chóng
2.1.2 Các sản phẩm phụ của quá trình khử trùng
Năm 1974, các nhà nghiên cứu ở Hà Lan và Mỹ đã chứng minh rằng trihalomethanes (THMs) được hình thành trong quá trình chlorine hóa nước uống [1]
Sau đó EPA tiến hành điều tra và xác nhận sự xuất hiện rộng rãi của THMs trong nguồn cung cấp nước có sử dụng quá trình chlorine hóa tại Mỹ Do những lo ngại về tác động của THMs lên sức khỏe người sử dụng nước với phạm vi ảnh hưởng mang tính cộng đồng, cho nên một loạt các nghiên cứu về các sản phẩm phụ sinh ra trong quá trình chlorine hóa và các nghiên cứu tìm kiếm các chất khử trùng thay thế chlorine đã đƣợc thực hiện
Sau đó, những sản phẩm phụ khác sinh ra trong các những quá trình oxy hóa và khử trùng nhƣ chlorine hóa, chloramine hóa, ozone hóa, v.v đã lần lƣợt đƣợc xác định gồm: trihalomethanes, haloacetic acids, haloacetonitriles, chlorophenols và chloral hydrate [1] Các nghiên cứu về dịch tễ đã chứng minh các chất này có khả năng gây ra những tác động tiêu cực cho sức khỏe con người và xếp chúng vào một nhóm được gọi là các sản phẩm phụ từ quá trình khử trùng (DBPs) [9]
DBPs đƣợc định nghĩa là sản phẩm của những phản ứng hóa học giữa chất khử trùng dùng trong xử lý nước cấp như chlorine hóa lỏng (Cl 2 ), chlorine dioxide, chloramines, ozone, v.v với các thành phần hữu cơ tự nhiên (NOM) hay ion bromide trong nước
Ngoài ra, nitơ hữu cơ có ảnh hưởng lớn đến sự hình thành các DBPs có chứa nitơ như haloacetonitriles, halopicrins và cyanogen halides theo kết quả nghiên cứu của Hoigné và Bader (1988) [10]
Trên cơ sở sản phẩm sinh ra từ quá trình khử trùng có thể phân DBPs thành các nhóm sau:
- Các halogen hữu cơ, chẳng hạn nhƣ THMs, haloacetic acids (HAAs), haloketones, và các chất khác đƣợc hình thành từ quá trình chlorine hóa
Trong quá trình oxy hóa chất hữu cơ bằng ozone, clo và quá trình oxy hóa bậc cao, các sản phẩm phụ hữu cơ được hình thành bao gồm: aldehyde, ketone, AOC và BDOC Trong số này, AOC thường được sử dụng như một chỉ số thay thế để đánh giá khả năng phát triển trở lại của các vi sinh vật trong hệ thống phân phối nước.
- Các sản phẩm phụ vô cơ nhƣ chlorate, chlorite, bromide và các chloramine dƣ trong nước.
Cụ thể, hiện nay đã có hơn 700 loại DBPs đƣợc xác định, trong đó THMs và HAAs là hai nhóm chính tồn tại phổ biến trong nước cấp sinh hoạt [1] Loại và nồng độ của các sản phẩm phụ khử trùng phụ thuộc rất lớn vào loại tác nhân khử trùng đƣợc
Trang 8 sử dụng, chất lượng nước (tính chất, nồng độ của NOM trong nước), các công đoạn của quy trình xử lý nước, thời gian tiếp xúc, và các yếu tố môi trường khác như pH và nhiệt độ [1]
Bảng 2.2 Sản phẩm phụ hữu cơ có gốc Halogen (Halogenated organic byproducts)
Haloacetic Acids Monochloroacetic Acid, Dichloroacetic Acid,
Trichloroacetic Acid, Monobromoacetic Acid, Dibromoacetic Acid
MX* (3-Chloro-4-(dichloromethyl)-5-hydroxy-2(5H)-furanone)
Bảng 2.3 Các sản phẩm phụ vô cơ (Inorganic byproducts)
Inorganic byproducts Chlorate lon, Chlorite lon, Bromate lon, lodate lon,
Bảng 2.4 Sản phẩm phụ hữu cơ từ quá trình oxy hóa (Halogenated organic byproducts)
Aldehydes Fomaldehyde, Acetaldehyde, Glyoxal, Hexaual,
Carboxylic Acids Hexanoic Acid, Heptanoic Acid Oxalic Acid
Bảng 2.5 Dƣ lƣợng các chất khử trùng
Free Chlorine Hypochlorous Acid, Hypochlorite ion
2.1.3 Sự hình thành các sản phẩm phụ của quá trình khử trùng 2.1.3.1 Các tiền chất của sản phẩm phụ khử trùng
Tiền chất của các sản phẩm phụ khử trùng đƣợc xác định là các hợp chất hữu cơ tự nhiên (NOMs) tồn tại trong nguồn nước NOMs chủ yếu gồm các chất hữu cơ dạng humic và nonhumic NOMs có thể được chia thành phần kỵ nước bao gồm chủ yếu là humic, và một phần ưa nước bao gồm chủ yếu là fulvic [11, 12] Tuy nhiên, việc xác định chính xác thành phần và nồng độ của các chất hữu cơ cụ thể trong nguồn nước thường ít được thực hiện mà NOMs thường được đánh giá bằng các thông số thay thế
Mặc dù những thông số này cũng có hạn chế, nhưng chúng vẫn được sử dụng rộng rãi vì dễ đo, nhanh chóng và chi phí thấp, đồng thời còn cho phép giám sát trực tuyến hoạt động và hiệu suất của các nhà máy xử lý nước.
Các thông số thay thế tương quan tốt với hàm lượng NOMs thường được sử dụng gồm có:
- Tổng Carbon hữu cơ (Total Organic Carbon – TOC) và Carbon hữu cơ hòa tan (Dissolve Organic Carbon – DOC) TOC là thông số đại diện tốt cho sự tồn tại của NOMs trong nước Do NOMs là một nhóm các hợp chất hữu cơ có thành phần phức tạp, trong đó carbon là thành phần chính chiếm đến 45% – 55% Thông thường TOC có đến 90% chất hữu cơ có kích thước nhỏ hơn 0.45àm, cỏc chất này đƣợc quy ƣớc chung là thành phần carbon hữu cơ hũa tan (DOC), khoảng 10% còn lại là các chất hữu cơ có kích thước lớn hơn 0.45àm đƣợc quy ƣớc là thành phần carbon hữu cơ dạng hạt (POC) [1]
Độ hấp thụ tia cực tím ở bước sóng 254nm (UV 254) phản ánh sự có mặt của DOC, chủ yếu gồm các chất humic có cấu trúc thơm hấp thụ ánh sáng cực tím Oxy hóa DOC làm giảm độ hấp thụ UV 254 do phá hủy các chất hữu cơ hấp thụ tia cực tím Tuy nhiên, oxy hóa thường không làm giảm tổng lượng carbon hữu cơ (TOC) do khoáng hóa hoàn toàn chất hữu cơ trong nước rất khó xảy ra.
CƠ SỞ LÝ THUYẾT CỦA QUÁ TRÌNH OXY HÓA SƠ BỘ
Quá trình oxy hóa hóa học đóng vai trò quan trọng trong xử lý nước cấp Các tác nhân oxy hóa đƣợc sử dụng cho quá trình oxy hóa để giảm thiểu các chất vô cơ, chẳng hạn nhƣ sắt (II), mangan (II) và sulfide (II); và hợp chất hữu cơ nguy hại nhƣ trichloroethylene (TCE) và atrazine [13] Tác nhân oxy hóa cũng có thể đƣợc sử dụng để loại bỏ mùi, vị và màu sắc trong nước Ngoài ra, trong một số trường hợp, tác nhân oxy hóa còn đƣợc ứng dụng để nâng cao hiệu suất cho quá trình keo tụ, tạo bông
Các tác nhân oxy hóa thường được sử dụng trong giai đoạn oxy hóa sơ bộ, nhưng cũng có thể được sử dụng sau giai đoạn lắng, trước bể lọc sau khi một phần nhu cầu oxy hóa đã đƣợc giảm thiểu Các tác nhân oxy hóa hóa học phổ biến nhất đƣợc sử dụng trong xử lý nước là chlorine, ozone, chlorine dioxide, và permanganate
Mỗi tác nhân oxy hóa có những ƣu điểm và khuyết điểm riêng đƣợc ứng dụng phù hợp cho từng nguồn nước, công đoạn xử lý cũng như chấp nhận được đối với khả năng hình thành các sản phẩm phụ không mong muốn Trong đó, các quá trình tiền oxy hóa thường gặp như: chlorine hóa, ozone hóa, chlorine dioxide, permanganate với các ƣu khuyết điểm đƣợc Fiessinger (1981) tóm tắt nhƣ sau:
Bảng 2.10 Khả năng ứng dụng cho quá trình tiền oxy hóa trong xử lý nước của các tác nhân oxy hóa phổ biến
Tác nhân Cl 2 ClO 2 O 3 KMnO 4 NH 2 Cl H 2 O 2
Loại bỏ tiền chất hình thành THMs + + + + - -
Hình thành các chất gây đột biến (mutagen) + + - + - - ? ?
Hình thành các hợp chất độc hại + + - + - - ?
Cải thiện khả năng phân hủy sinh học + + + + + + - ?
2.2.1 Chlorine hóa sơ bộ 2.2.1.1 Tiền oxy hóa sắt và manganese:
Sắt và mangan thường tồn tại chủ yếu trong nguồn nước ngầm và ít khi là vấn đề đối với các nguồn nước mặt Tuy nhiên, kiểm soát sắt và mangan luôn là một yêu cầu quan trọng để đảm bảo chất lượng nước, đặc biệt là trên mạng lưới phân phối Mặc dù không có hại cho sức khỏe con người ở nồng độ thấp, các hợp chất này có thể gây ra độ màu và các vấn đề về mùi vị
Chlorine có khả năng oxy hóa sắt từ dạng hòa tan (Fe 2+ ) thành dạng kết tủa (Fe 3+ ) và mangan từ dạng hòa tan (Mn 2+ ) thành dạng kết tủa (Mn 4+ ) Phản ứng của chlorine với sắt và mangan là phản ứng oxy hóa khử diễn ra nhanh chóng (trong vài giây), trong khi quá trình oxy hóa các hợp chất hữu cơ diễn ra với thời gian dài hơn (hàng giờ) Vì
Trang 22 vậy, với liều lƣợng chlorine thích hợp sẽ kiểm soát đƣợc nồng độ sắt và mangan trong nước đồng thời giảm nguy cơ hình thành DBPs trong quá trình oxy hóa sắt và mangan
Theo lý thuyết, để oxy hóa hoàn toàn 1 mg Fe 2+ thành Fe 3+ và 1 mg Mn 2+ thành
Mn 4+ cần 0.62 mgCl 2 /mgFe, cần 0.77 mgCl 2 /mgMn tương ứng Và trong quá trình phản ứng, do tốc độ phản ứng nhanh nên chlorine sẽ ưu tiên phản ứng với sắt, mangan trước khi phản ứng với các hợp chất hữu cơ trong nước [13].
Bảng 2.11 Nhu cầu oxy hóa của sắt, mangan theo các tác nhân oxy hóa phổ biến
Tác nhân oxy hóa Sắt (II) Mangan (II)
(mg/mg Fe) (mg/mg Mn)
Nếu trong nước có thành phần ammonia (ammoniac và các muối ammoni) hoặc các hợp chất có chứa nhóm ammonia thì Cl 2 , HOCl, OCl - sẽ phản ứng với chúng tạo thành các nhóm chloramine, theo các phản ứng sau [20]:
HOCl + NH 3 NH 2 Cl + H 2 O HOCl + NH 2 Cl NHCl 2 + H 2 O
Các hợp chất chloramine vẫn có khả năng khử trùng nhưng hiệu quả thấp hơn chlorine, cụ thể là dichloramine thấp hơn Cl2 từ 25-50 lần, còn monochloramine thấp hơn dichloramine 3-5 lần Để loại bỏ hoàn toàn hợp chất ammonia trong nước, cần sử dụng hàm lượng Cl2 đủ lớn ở giai đoạn tiền xử lý để chuyển hóa các hợp chất chloramine thành HNO3 thông qua các phản ứng hóa học sau.
NH 2 Cl + NHCl 2 + HOCl N 2 O + 4 HCl NHCl 2 + HOCl NCl 3 + H 2 O NHCl 2 + H 2 O NH(OH)Cl + HCl NH(OH)Cl + 2HOCl HNO 3 + 3HCl
Khi đó, hàm lƣợng chloramine sẽ bị phân hủy dần Để oxy hóa hoàn toàn ammonia trong nước thì cần trên 7 mgCl 2 /1 mg NH 4 + [20]
2.2.1.3 Các yếu tố ảnh hưởng quá trình tiền chlorine hóa
Hiệu quả của quá trình tiền chlorine hóa chịu ảnh hưởng của nhiều yếu tố như: tính chất nguồn nước, liều lượng sử dụng, pH, thời gian phản ứng
Bảng 2.12 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình tiền chlorine hóa Ứng dụng Nồng độ điển hình pH tối ƣu
Hiệu quả Yếu tố khác
Khử sắt 0.62 mg/mg Fe 7.0 < 01 giờ Tốt Khử mangan 0.77 mg/mg Mn 7-8 9.5 1-3 giờ
Thời gian phản ứng tăng khi pH thấp
Kiểm soát sự phát triển của vi sinh
1-2 mg/L 6-8 NA Tốt Hình thành
Kiểm soát mùi vị Thay đổi 6-8 Thay đổi Thay đổi Hiệu quả phụ thuộc vào từng hợp chất
Khử màu Thay đổi 4.0 – 6.8 Vài phút Tốt Hình thành
2.2.2 Tiền oxy hóa bằng Kali Permanganate (KMnO 4 )
KMnO 4 trước hết được sử dụng để kiểm soát mùi, vị, khử màu, kiểm soát sự phát triển của sinh vật trong xử lý nước và loại bỏ sắt, mangan KMnO 4 còn được sử dụng với vai trò khác để kiểm soát sự hình thành THMs và các DBPs khác thông qua quá trình oxy hóa các tiền chất và giảm thiểu nhu cầu các chất khử trùng khác trong xử lý nước cấp [13]
Cơ chế giảm thiểu DBPs có thể hiểu đơn giản là việc thay thế chlorine bởi KMnO 4 và chuyển đổi điểm sử dụng chlorine về cuối quy trình xử lý nước Qua đó giảm thiểu đáng kể liều lượng chlorine sử dụng và tăng cường hiệu quả loại bỏ các hợp chất hữu cơ trước khi đến vị trí châm chlorine ở cuối quy trình xử lý
KMnO 4 có hoạt tính cao, có khả năng oxy hóa nhiều hợp chất vô cơ, hữu cơ khác nhau KMnO 4 (Mn 7+ ) đƣợc khử thành dạng mangan dioxide (Mn 4+ ) có thể lắng đƣợc
Trang 24 trong dung dịch (Hazen and Sawyer, 1992) Tất cả phản ứng này tỏa nhiệt Dưới điều kiện acid phản ứng xảy ra nhƣ sau [1,13]:
Dưới điều kiện kiềm, phản ứng xảy ra như sau:
Tốc độ phản ứng oxy hóa của các thành phần trong nước tự nhiên liên quan đến độ bền của các chất phản ứng phụ thuộc vào nhiệt độ, pH và nồng độ của KMnO 4
2.2.2.2 Tiền oxy hóa sắt và mangan
KMnO 4 có khả năng oxy hóa và loại bỏ sắt, mangan hiệu quả trong xử lý nước
Phương trình phản ứng của KMnO 4 với sắt và mangan xảy ra như sau [13]:
3Fe 2+ + KMnO 4 + 7H 2 O 3Fe(OH) 3 + MnO 2 + K + + 5H +
3Mn 2+ + 2KMnO 4 + 2H 2 O 5MnO 2 + 2K + + 4H + Các phương trình phản ứng này cho thấy độ kiềm sẽ được tiêu thụ (thông qua sản phẩm acid đƣợc tạo thành) ở tỷ lệ 1.49 mgCaCO 3 /L đối với mỗi mg/L Fe +2 và 1.21 mgCaCO 3 /l đối với mỗi mg/L Mn +2 tương ứng được oxy hóa Chính vì vậy, nhu cầu tiêu thụ độ kiềm cần đƣợc xem xét khi kết hợp sử dụng KMnO 4 và keo tụ bằng phèn nhôm, do quá trình này cũng đòi hỏi độ kiềm cho việc hình thành bông cặn
Liều lƣợng KMnO 4 cần thiết để oxy hóa sắt và mangan lần lƣợt là 0.94 mg/mg sắt và 1.92 mg/mg mangan Trong thực tế, lƣợng KMnO 4 sử dụng có thể nhỏ hơn so với lý thuyết nhờ vào khả năng xúc tác của MnO 2 đối với phản ứng Thời gian oxy hóa phù hợp để khử sắt, mangan là 5 – 10 phút với điều kiện pH trên 7.0 [21]
TÌNH HÌNH NGHIÊN CỨU TRONG VÀ NGOÀI NƯỚC
2.3.1 Các kết quả nghiên cứu trong nước có liên quan Đến nay, ở Việt Nam cũng đã có một số nghiên cứu về các giải pháp tổng thể quản lý bảo vệ nguồn nước, kiểm soát và giảm thiểu ô nhiễm đối với nguồn nước mặt phục vụ cấp nước sinh hoạt của thành phố Hồ Chí Minh Trong đó, nguồn nước sông Sài Gòn đƣợc quan tâm nghiên cứu do vai trò quan trọng của nó trong hệ thống cấp nước thành phố Hồ Chí Minh cũng như do sự suy giảm nghiêm trọng về chất lượng của nước sông Sài Gòn so với các nguồn nước khác
Năm 2007-2008, Nguyễn Thị Vân Hà cùng cộng sự đã thực hiện các đề tài nghiên cứu về ô nhiễm sông Sài Gòn, góp phần đánh giá ô nhiễm đặc thù và đề xuất giải pháp khai thác nước hiệu quả.
Trang 35 nhiễm đặc thù trên sông Sài Gòn, đánh giá tình hình ô nhiễm nguồn nước cũng như thực trạng chất lượng nước từ đó đề xuất các giải pháp khai thác nước sông phù hợp
Năm 2008, nghiên cứu đề xuất các giải pháp tổng thể và khả thi bảo vệ nguồn nước sông Sài Gòn đảm bảo an toàn cấp nước cho thành phố Hồ Chí Minh do Lâm
Minh Triết và cộng sự thực hiện nhằm đánh giá một cách tổng thể trên cơ sở khoa học về mức độ ô nhiễm của nguồn nước, dự báo các nguồn gây ô nhiễm, đánh giá ảnh hưởng của chất lượng nước sông Sài Gòn đến hoạt động sản xuất và cung cấp nước sinh hoạt của nhà máy nước Tân Hiệp đồng thời đề xuất một số giải pháp quản lý, kỹ thuật và công nghệ phù hợp để kiểm soát ô nhiễm, bảo vệ nguồn nước hướng tới mục tiêu đảm bảo an toàn cấp nước cho thành phố Hồ Chí Minh [2]
Năm 2010, Phan Thị Hải Vân đã thực hiện đề tài Nghiên cứu các quá trình oxy hóa bậc cao để xử lý nguồn nước bị ô nhiễm hữu cơ Đề tài này nghiên cứu thực nghiệm các quá trình oxy hóa bậc cao ở quy mô phòng thí nghiệm đối với các mẫu nước giả lập theo điều kiện nguồn nước sông Sài Gòn nhằm đánh giá hiệu quả xử lý của các quá trình oxy hóa bậc cao đối với nguồn nước bị ô nhiễm hữu cơ từ đó xác định công nghệ xử lý nước phù hợp để giảm thiểu khả năng hình thành các sản phẩm phụ của quá trình khử trùng góp phần nâng cao chất lượng nước Nghiên cứu này đánh giá hiệu quả xử lý chất hữu cơ trong nước bằng các mô hình oxi hóa bậc cao (AOPs) gồm O 3 , O 3 + H 2 O 2 và O 3 + UV đồng thời đánh giá hiệu quả xử lý chất hữu cơ bằng mô hình hấp phụ bằng than hoạt tính sinh học (BAC) trong hai trường hợp không có AOPs và kết hợp với AOPs Kết quả nghiên cứu cho thấy, quá trình AOPs kết hợp với BAC thích hợp cho việc giảm thiểu chất hữu cơ đối với nguồn nước thô, có khả năng ứng dụng cho các nhà máy cấp nước Hiệu quả xử lý cao nhất đối với độ màu 83,2%, nồng độ TOC 30% và DOC 38% Đồng thời hiệu quả xử lý các chất hữu cơ có vòng thơm trong mô hình kết hợp cũng cao nhất thể hiện qua thông số UV 254 (51%) và SUVA (26,7%) Việc giảm thông số UV 254 và SUVA làm giảm thiểu sự hình thành của các sản phẩm khử trùng đặc biệt là THMs và HAAs [30]
Nghiên cứu "Công nghệ xử lý nước cấp phù hợp với chất lượng môi trường nước mặt tại điểm lấy nước" của Nguyễn Phước Dân và cộng sự năm 2011 đã đánh giá chất lượng nước thô sông Sài Gòn và hiệu quả xử lý của nhà máy nước.
Tân Hiệp đồng thời đề xuất cải thiện quy trình công nghệ xử lý nước cấp đạt tiêu chuẩn nước ăn uống trong điều kiện chất lượng nước nguồn bị suy thoái do ô nhiễm hữu cơ và ammonia, trong đó nghiên cứu hướng đến các công nghệ xử lý bậc cao khả thi để tăng cường khả năng xử lý TOC nhằm giảm thiểu sự hình thành sản phẩm phụ khử trùng DBPs [3]
Vũ Nha Trang (2011) đã nghiên cứu khảo sát đánh giá chất lượng nước sông Sài Gòn và nước sau từng công đoạn xử lý tại Nhà máy nước Tân Hiệp (các chỉ tiêu liên quan đến hữu cơ và DBPs) đồng thời vận hành thử nghiệm mô hình pilot (công suất xử
Trang 36 lý tối đa 8 m 3 /ngày) ứng dụng quá trình Ozone/UV kết hợp với cột lọc than hoạt tính sinh học (BAC) để xử lý nguồn nước sau lắng của Nhà máy nước Tân Hiệp Kết quả nghiên cứu cho thấy hàm lượng chất hữu cơ trong nguồn nước thô sông Sài Gòn đang gia tăng đáng kể (COD luôn cao hơn 10 mg/L), tiềm năng phát sinh THM đạt 117.72 ± 4.04 àg/mgDOC nhưng quy trỡnh xử lý tại Nhà mỏy nước Tõn Hiệp vẫn đạt hiệu quả xử lý 94% với ammonia, 90% với COD và 40% với TOC Bên cạnh đó, kết quả vận hành mô hình pilot với nước đầu vào lấy ở vị trí sau bể lắng cho thấy sự kết hợp Ozone/UV với BAC cho hiệu quả xử lý TOC, DOC, UV 254 và SUVA đạt lần lƣợt là 19.1%, 17.6%, 30.7% và 16.4% Hiệu quả xử lý của mô hình kết hợp luôn cao hơn so với tổng hai quá trình Ozone/UV và BAC riêng lẻ Tương ứng với lượng chất hữu cơ được loại bỏ, nồng độ DBPs trong nước cũng giảm rõ rệt với 70.6% (THMs) và 67.7%
(HAAs); tiềm năng hình thành DBPs trong nước giảm 39.3% (THMFP) và 46.1%
Các đề tài nghiên cứu đến nay đã góp phần xác định các vấn đề cơ bản đối với nguồn nước sông Sài Gòn như: đặc điểm tự nhiên của nguồn nước, tính chất ô nhiễm, các chỉ tiêu ô nhiễm đặc trƣng, dự báo các nguồn ô nhiễm, đồng thời đề xuất một số giải pháp quản lý tổng thể nguồn nước và một số giải pháp kỹ thuật công nghệ nhằm nâng cao hiệu quả xử lý nước Trong đó, các nghiên cứu và giải pháp đề xuất về kỹ thuật công nghệ chủ yếu mang tính tổng thể (nghiên cứu của nguyễn Thị Vân Hà và cộng sự, nghiên cứu của Lâm Minh Tiết và cộng sự) hoặc tập trung vào các giải pháp công nghệ xử lý bậc cao nhằm cải thiện năng lực xử lý nước, nâng cao chất lượng nước tại nhà máy nước Tân Hiệp (nghiên cứu của Nguyễn Phước Dân, nghiên cứu của Phan Thị Hải Vân) Kết quả của các nghiên cứu này là tiền đề để triển khai những nghiên cứu sâu hơn về các giải pháp công nghệ có tính hiệu quả, khả thi và phù hợp với thực tế của nguồn nước sông Sài Gòn và yêu cầu của hệ thống cấp nước TP Hồ Chí Minh
Trong điều kiện hiện tại, vấn đề ô nhiễm nguồn nước sông Sài Gòn tương đối phức tạp (nguồn nước đồng thời có các thông số mangan, ammonia, ô nhiễm hữu cơ ở mức cao) Một công nghệ tiền xử lý phù hợp là lựa chọn hợp lý để kiểm soát tốt chất lượng nước và giảm nguy cơ gia tăng hình thành các sản phẩm phụ khử trùng Hiện nay vẫn chƣa có một nghiên cứu chính thức nào về các giải pháp công nghệ tiền oxy hóa nguồn nước sông Sài Gòn thay thế cho chlorine
2.3.2 Các kết quả nghiên cứu trên thế giới
Nghiên cứu các quá trình tiền oxy hóa để kiểm soát khả năng hình thành sản phẩm phụ khử trùng không phải là hướng nghiên cứu mới, từ những năm 1980 trên thế giới đã có rất nhiều nghiên cứu của Gomella (1980) và Fiessinger (1981), Chang và Singer (1991), Edwards và cộng sự (1993), Petrusevski và cộng sự (1995), Becker và O'Melia (1995)
Tuy nhiên, mỗi nguồn nước có tính chất đặc thù khác nhau Để tìm ra các chiến lược kiểm soát DBPs phù hợp cho từng nguồn nước và điều kiện kinh tế xã hội ở mỗi nơi trong đó phải thỏa mãn các mục tiêu: đảm bảo chất lượng nước đạt tiêu chuẩn, chi phí xử lý hợp lý, phù hợp với trình độ quản lý, kỹ năng vận hành v.v có rất nhiều nghiên cứu đã được thực hiện ở các nước trên thế giới và những kết quả được công bố có sự tương đồng và cả sự khác biệt tùy vào từng trường hợp cụ thể
2.3.2.1 Các nghiên cứu tiền ozone hóa kiểm soát sự hình thành DBPs
Nghiên cứu của Chiang và cộng sự (2009) về ảnh hưởng của tiền ozone hóa lên khả năng giảm thiểu các tiền chất THMs của quá trình keo tụ tạo bông cho nguồn nước hồ Tai-hu (Đài Loan) Nghiên cứu này đánh giá quá trình tiền ozone hóa kết hợp với quá trình keo tụ tăng cường đối với khả năng loại bỏ NOM từ nước hồ nhằm kiểm soát sự hình thành các sản phẩm phụ của quá trình khử trùng, DBPs Ảnh hưởng của tỷ lệ kỵ nước/ưa nước (tiêu biểu cho dạng phân bố khối lượng của các thành phần kỵ nước và ưa nước của NOM) lên hiệu quả của quá trình kết hợp tiền ozone hóa và keo tụ đã đƣợc nghiên cứu Kết quả nghiên cứu xác định đƣợc điều kiện tối ƣu cho quá trình kết hợp tiền ozone hóa – keo tụ là: tại pH = 9.0 và nồng độ ozone là 0.45 mgO 3 /mgDOC Ở điều kiện này có thể cải thiện hiệu quả loại bỏ THM đến 60% Về mặt THMFP, kết quả cũng cho thấy rằng tiềm năng hình thành THM của thành phần NOM ưa nước và thành phần NOM kỵ nước tương ứng là 57.3 và 98.7 μgTHMFP/mgDOC Quá trình ozone hóa biến đổi cấu trúc và tính chất của NOM do đó ảnh hưởng đến hiệu quả của quá trình keo tụ Tiền ozone hóa có hiệu quả trong loại bỏ các NOM kỵ nước với hiệu quả giảm thiểu THMFP đạt đƣợc khoảng 20% so với 10% đối với các thành phần ƣa nước Liều lượng của chất keo tụ cũng thay đổi khả năng loại bỏ DOC Khả năng loại bỏ các NOM kỵ nước và NOM ưa nước dao động tương ứng trong khoảng 27% - 41% và 2.5% - 22.7% ở liều lƣợng chất keo tụ trong khoảng 0.41 – 1.65 (mgAl/mgDOC) và liều lượng ozone tương ứng là 0.58 - 2.93 mgO 3 /mgDOC [31]
HIỆN TRẠNG NGUỒN NƯỚC SÔNG SÀI GÒN VÀ NMN TÂN HIỆP
2.4.1 Chất lượng nước thô sông Sài Gòn 2.4.1.1 Diễn biến chất lượng nước sông Sài Gòn
Chất lượng nguồn nước sông Sài Gòn diễn biến khá phức tạp Theo số liệu giám sát chất lượng nước của Nhà máy nước Tân Hiệp, số liệu quan trắc chất lượng nước của Chi Cục Bảo vệ Môi trường Thành phố Hồ Chí Minh cũng như kết quả của các nghiên cứu cho thấy:
- Chất lượng nước sông biến đổi theo mùa, mùa mưa thường xấu hơn mùa khô
- Các chỉ tiêu ô nhiễm đặc thù của nước sông Sài Gòn gồm: độ đục, pH, ammonia, mangan, chất hữu cơ và vi sinh
- Mức độ ô nhiễm tăng cao về phía hạ nguồn
- Ô nhiễm tăng nhanh trong giai đoạn từ khoảng năm 2005 đến nay đặc biệt là đối với thông số hữu cơ và ammonia [4] Đối với hoạt động sản xuất và cung cấp nước của Thành phố Hồ Chí Minh, chất lượng nước tại khu vực khai thác nước thô của Nhà máy nước nước Tân Hiệp, các số liệu quan trắc chất lượng nước cho thấy:
Về mặt cảm quan, nước thô có độ đục và độ màu thay đổi theo mùa, thường tăng mạnh vào mùa mưa (từ tháng 8 đến tháng 12) do nước mưa cuốn trôi cặn đổ vào sông Hàm lượng pH trong nước sông khá thấp (khoảng 5,2 – 6,7), dẫn đến tính ăn mòn và xâm thực nhẹ.
- Từ năm 2005 đến nay, ô nhiễm hữu cơ trong nước thô tăng cao thể hiện qua giá trị của các thông số hữu cơ nhƣ COD Mn , TOC và UV 254 Kết quả giám sát chất lượng nước của Nhà máy nước Tân Hiệp cho thấy COD Mn thường xuyên vƣợt mức 10mg/L, BOD trung bình cũng gia tăng lên mức xấp xỉ 5 mg/L [6] trong khi chỉ tiêu TOC ở mức 2.978 – 4.132 mg/L và UV 254 khoảng 0.4 cm -1 [7] USEPA cảnh báo nguồn nước có hàm lượng TOC ≥ 2 mg/L được xem là mức ô nhiễm hữu cơ và cần phải áp dụng các biện pháp kiểm soát để hạn chế nguy cơ hình thành DBPs [1]
- Giá trị ammonia trung bình hàng ngày dao động trong khoảng 0.2 – 1.0 mg/L và đều vƣợt QCVN 08:2008/BTNMT tại hầu hết các thời gian quan trắc [6]
Trong đó, một số thời điểm ammonia có thể lên đến 1.5 mg/L vƣợt xa quy chuẩn Ammonia tăng cao dẫn đến nhu cầu sử dụng chlorine cho giai đoạn tiền oxy hóa tăng mạnh
Bảng 2.17 Chất lượng nước sông Sài Gòn tại Hòa Phú giai đoạn 2010-2011
Chỉ tiêu Đơn vị Giá trị Trung bình
BTNMT Cột A1, A2 pH - 6.65 – 6.96 6.80 ± 0.11 6 – 8.5 Độ màu Pt-Co 228 – 622 403 ± 148 - Độ đục mg/L 31 – 79 54 ± 18 - Độ kiềm mgCaCO 3 /L 24.0 – 38.6 34.38 ± 5.97 -
THMFP/TOC àg/mg 99.45 – 107.06 103.75 ± 2.75 - THMFP/DOC àg/mg 110.70 – 123.12 117.72 ± 4.04 -
Nguồn: [7] Ô nhiễm hữu cơ tăng nhanh là kết quả từ các nguồn thải do hoạt động sinh hoạt của dân cư, các hoạt động sản xuất công nghiệp (như nước thải từ các khu công nghiệp, xí nghiệp chế biến cao su, mía đường, khoai mì, chăn nuôi gia súc v.v.) ở phía thượng nguồn sông Sài Gòn và nguồn nước tiếp nhận từ chi lưu sông Thị Tính [2,3,7] Chất lượng nguồn nước thô bị suy thoái đặc biệt ở các chỉ tiêu hữu cơ đã ảnh hưởng nghiêm trọng đến hiệu quả xử lý của các nhà máy nước, lượng hóa chất cần thiết cho quá trình xử lý cũng gia tăng đe dọa kế hoạch cấp nước an toàn cho người dân
2.4.1.2 Các thành phần ô nhiễm đặc trƣng tiêu thụ chlorine
Các thành phần ô nhiễm đặc trưng tiêu thụ chlorine của nguồn nước sông Sài Gòn là ammonia, sắt, manganese, các hợp chất hữu cơ và vi sinh vật
Bảng 2.2 Nồng độ sắt tổng (mg/L) trong nước thô sông Sài Gòn từ năm 2008 đến nay
Hàm lượng sắt trong nước sông Sài Gòn cao, đặc biệt vào mùa mưa (tháng 7-12) Dù sắt không khó xử lý nhưng trong điều kiện nước thô ô nhiễm hữu cơ, amoni, mangan, nhu cầu sử dụng clo sẽ tăng do sắt (chủ yếu là sắt II) cũng cần clo trong quá trình tiền oxy hóa.
Trang 44 Bảng 2.3 Nồng độ mangan (mg/L) trong nước thô sông Sài Gòn từ năm 2008 đến nay
Hình 2.3 Diễn biến chất lượng nước sông Sài Gòn theo Mn (mg/l)
Hàm lượng mangan trong nước sông trung bình dao động trong khoảng 0.1 – 0.2 mg/L Mangan có thể tồn tại trong nguồn nước ở dạng hữu cơ nên khả năng loại bỏ triệt để mangan xuống dưới ngưỡng đóng cặn bằng quy trình xử lý thông thường là khá khó khăn Nhu cầu chlorine đối với mangan tương ứng trong khoảng 0.1 – 1.5 mgCl 2 /L
Trang 45 Bảng 2.4 Nồng độ ammonia (mg/L) nước thô sông Sài Gòn từ năm 2008 đến nay
Ammonia trung bình dao động trong khoảng 0.2 - 0.55 mg/L nhƣng có nhiều thời điểm trong ngày đặc biệt là khi thủy triền lên mang theo nước nhiễm bẩn từ hạ nguồn chảy ngược lên khu vực trạm bơm nước thô Hòa Phú ammonia có thể lên đến trên 1.5 mg/L trong nhiều giờ liên tục (02 – 04 giờ) [5] Do ammonia tiêu thụ chlorine rất lớn, để loại bỏ hoàn toàn ammonia trong thực tế cần khoảng hơn 7 mgCl 2 /mg ammonia [20] Vì vậy nhu cầu chlorine trung bình để loại bỏ ammonia trong nước thô sông Sài Gòn tại khu vực Hòa Phú tương ứng trong khoảng 1.40 – 3.85 mg Cl 2 /L và nhu cầu chlorine trung bình cho giai đoạn tiền chlorine hóa tại Trạm bơm Hòa Phú và đầu vào Nhà máy nước Tân Hiệp là khoảng 5 mg/L Tuy nhiên, vào các thời điểm ammonia tăng cao nhất (đến 1.5 mg/L) nhu cầu sử dụng chlorine cho quá trình tiền oxy hóa có thể lên đến trên 10 mgCl 2 /L
Hình 2.4 Diễn biến chất lượng nước sông Sài Gòn theo ammonia (mg/L)
Trang 46 Hình 2.5 Diễn biến chất lượng nước sông Sài Gòn theo COD Mn (mg/L)
Bảng 2.5 Nồng độ chất hữu cơ (BOD, mg/L) nước thô sông Sài Gòn từ năm 2008 đến nay
Hàm lượng hữu cơ thường xuyên vượt quy chuẩn QCVN 08:2008/BTNMT trong đó COD Mn nhiều thời điểm vƣợt 10 mg/L, BOD lên đến 8 mg/L Hàm lƣợng hữu cơ cao trong điều kiện liều lƣợng chlorine cho quá trình tiền oxy hóa lớn là điều kiện thúc đẩy sự hình thành sản phẩm phụ khử trùng
2.4.2 Hệ thống xử lý nước Nhà máy nước Tân Hiệp 2.4.2.1 Quy trình công nghệ xử lý nước hiện hữu của Nhà máy nước Tân Hiệp
Trạm Bơm nước thô Hòa Phú Bể giao liên Bể trộn sơ cấp Bể lắng Bể lọc
Bể chứa nước sạch Trạm bơm cấp 2 Mạng lưới cấp nước
Chlorine Vôi Chlorine PAC Vôi
Hình 2.1 Sơ đồ Quy trình công nghệ xử lý nước nhà máy nước Tân Hiệp
Nước thô từ sông Sài Gòn có pH nằm trong khoảng 6.0 – 7.0 được châm vôi nâng pH lên khoảng 6.8 – 7.2 đồng thời đƣợc châm chlorine sau song chắn để diệt rong, rêu, tảo bảo vệ đường ống và tiền oxy hóa (khử sắt, mangan và ammonia) Nước thô được bơm về bể phân chia lưu lượng của Nhà máy nước Tân Hiệp qua tuyến ống bê tông dự ứng lực DN1500mm với tổng chiều dài khoảng 10km, tuyến ống nước thô giúp cho thời gian tiếp xúc chlorine đủ để các phản ứng khử sắt, mangan, các chất hữu cơ và ammonia xảy ra một phần
Nước thô về nhà máy nước Tân Hiệp được tiếp nhận tại bể phân chia lưu lượng nước thô (bể giao liên) để ổn định lưu lượng và phân phối về các công trình xử lý Tại đây, nước thô được châm chlorine để tiếp tục oxy hóa sắt, mangan và nâng cao hiệu quả keo tụ ở công trình xử lý phía sau
Nước từ bể phân chia lưu lượng được dẫn tới bể trộn bằng mương dẫn có kích thước 2000x2000mm Bể trộn dạng thủy lực có các vách hướng dòng thẳng đứng
Trước đây, phèn nhôm Al2(SO 4 ) 3 16H 2 O được sử dụng làm chất keo tụ với liều lượng 16 – 30 mg/L (tùy theo chất lượng nước thô, lượng phèn châm vào được tính toán qua kết quả Jartest tại phòng thí nghiệm) Từ tháng 07/2009 đến nay, nhà máy nước chuyển sang sử dụng PAC lỏng 10% (Poly aluminum chloride) để làm chất keo tụ thay thế cho phèn nhôm do PAC có hiệu quả keo tụ tốt hơn và thuận lợi cho quá trình quản lý vận hành PAC đƣợc châm ngay tại đầu bể trộn để nhờ quá trình xáo trộn thủy lực hình thành các hạt keo
Cuối bể trộn vôi đƣợc châm thêm để điều chỉnh pH về khoảng 6.2 – 6.6 tối ƣu cho quá trình tạo bông Các hạt keo trong trạng thái mất cân bằng sẽ va chạm và liên
PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
NỘI DUNG NGHIÊN CỨU
Đề tài tập trung vào nội dung khảo sát các quá trình tiền oxy hóa sử dụng các tác nhân oxy hóa khác nhau gồm ozone và KMnO 4 để trong loại bỏ sắt, mangan, chất hữu cơ và giảm thiểu tiềm năng hình thành DBPs cho nguồn nước sông Sài Gòn Hai nội dung chính đƣợc thực hiện gồm: (1) Khảo sát xác định liều lƣợng chất oxy hóa phù hợp cho quá trình tiền oxy hóa sử dụng ozone và quá trình tiền oxy hóa sử dụng KMnO4; và (2) So sánh đánh giá hiệu quả loại bỏ sắt, mangan, chất hữu cơ và tiềm năng hình thành DBPs của quá trình tiền oxy hóa sử dụng ozone và KMnO 4 ở liều lƣợng phù hợp (có kết hợp với keo tụ tạo bông) với quá trình tiền chlorine hóa kết hợp với keo tụ tạo bông hiện đang đƣợc áp dụng tại Nhà máy nước Tân Hiệp
Nội dung 1 Xác định liều lượng tác nhân oxy hóa phù hợp cho các quá trình tiền oxy hóa bằng ozone và KMnO 4 kết hợp với quá trình keo tụ tạo bông bằng PAC
Thí nghiệm 1.1 Tiền ozone hóa + keo tụ tạo bông PAC
Thí nghiệm 1.2 Tiền oxy hóa bằng KMnO 4 + Keo tụ tạo bông PAC
So sánh đánh giá hiệu quả xử lý của tiền ozone hóa và tiền oxy hóa KMnO 4 ở nồng độ chất oxy hóa phù hợp đƣợc xác định ở nội dung nghiên cứu 1 với hiệu quả của quá trình tiền chlorine hóa hiện hữu của Nhà máy nước Tân Hiệp (cả 03 quá trình tiền oxy hóa đều kết hợp keo tụ tạo bông PAC phía sau).
Tiền ozone hóa với liều lƣợng ozone phù hợp theo thí nghiệm 1.1 + keo tụ tạo bông PAC.
Tiền oxy hóa KMnO 4 với liều lƣợng KMnO 4 phù hợp theo thí nghiệm 1.2 + keo tụ tạo bông
Tiền chlorine hóa +Keo tụ tạo bông PAC ở điều kiện tương đồng với NMN Tân Hiệp
Xác định hiệu quả của tiền oxy hóa - keo tụ tạo bông đối với: độ đục, độ màu, Fe, Mn, COD Mn , DOC, THMFP.
Xác định hiệu quả của tiền oxy hóa - keo tụ tạo bông đối với: độ đục, độ màu, Fe, Mn, COD Mn , DOC, THMFP.
Xác định hiệu quả tiền oxy hóa - keo tụ tạo bông đối với: độ đục, độ màu, Fe, Mn, COD Mn , DOC, THMFP.
Xác định liều lƣợng chất oxy hóa phù hợp theo khả năng xử lý: độ màu, độ đục, sắt, mangan, COD Mn , DOC, THMFP
So sánh lựa chọn tác nhân oxy hóa tối ƣu
Có hiệu quả loại bỏ sắt, manganese, hữu cơ phù hợp.
Tiềm năng hình thành THM thấp.
Chi phí chấp nhận đƣợc.
Hình 3.1 Sơ đồ nội dung nghiên cứu
PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
3.2.1 Nội dung 1: Khảo sát xác định hiệu quả và liều lƣợng tác nhân oxy hóa phù hợp cho các quá trình tiền oxy hóa khác nhau
3.2.1.1 Thí nghiệm 1.1 Khảo sát hiệu quả xử lý, xác định liều lƣợng ozone phù hợp cho quá trình tiền ozone hóa kết hợp keo tụ tạo bông bằng PAC a Mô hình thí nghiệm
Mô hình thí nghiệm gồm thiết bị phản ứng ozone và thiết bị jartest 6 cánh khuấy mã hiệu JLT6 của hãng hãng VELP (Italia) Nước sông được tiền oxy hóa với thiết bị phản ứng ozone sau đó keo tụ tạo bông với thiết bị jartest chuẩn sử dụng cốc 1000ml
Thiết bị ozone hóa (Hình 3.2) gồm 01 máy phát ozone (Lino, Việt Nam) có công suất tạo ozone tối đa 1000 mg/h và 02 cột phản ứng Nguồn khí cấp cho máy phát ozone lấy trực tiếp từ không khí Mỗi cột phản ứng có thể tích 2 lít, đƣợc chế tạo từ nhựa acrylic có đường kính 120 mm, cao 177 mm
Hai cột phản ứng có thể đồng thời thí nghiệm độc lập cho hai mẫu nước khác nhau
Mỗi cột phản ứng có cửa nạp liệu (để đưa nước thô vào) phía trên và 02 van lấy mẫu nước được lắp đặt ở giữa và dưới đáy cột Cửa nạp liệu, đường ống dẫn khí và các van đƣợc làm kín để đảm bảo không có sự rò rỉ ozone trong quá trình vận hành mô hình
Hình 3.2 Mô hình thiết bị phản ứng ozone
Khí ozone sinh ra từ máy phát đƣợc dẫn vào hai cột tiếp xúc phản ứng ozone chứa mẫu nước cần oxy hóa và được khuếch tán vào nước thông qua đá khuếch tán khí Lưu lượng khí đi vào mỗi cột được điều tiết bởi một van tiết lưu và một thiết bị đo lưu lượng khí Một phần ozone dư sau phản ứng trong khí sẽ thoát lên phía trên mực nước trong cột và đƣợc dẫn qua hai bình thủy tinh 400ml đƣợc mắc nối tiếp nhau (dạng bẫy khí) Mỗi bình chứa 200ml dung dịch KI 2% để hấp thụ ozone dƣ
Thiết bị Jartest 06 cánh khuấy:
Thiết bị Jartest dạng 06 cánh khuấy mã hiệu JLT6 của hãng hãng VELP (Italia), công suất 10 W, có thể cài đặt số vòng quay cho từ 0 đến 300 RPM và có thể cài đặt thời gian hoạt động của cánh khuấy từ 0 – 999 phút (Hình 3.3) Mỗi lƣợt có thể thí nghiệm tối đa 06 mẫu nước đồng thời
Hình 3.3 Mô hình Jartest 06 cánh khuấy b Nguyên vật liệu
Nước đầu vào thí nghiệm:
Trong khoảng thời gian từ tháng 03/2013 đến tháng 05/2013, các mẫu nước đầu vào được lấy từ sông Sài Gòn tại vị trí trạm bơm nước thô Hòa Phú - Nhà máy nước Tân Hiệp Các mẫu này được bảo quản lạnh tại kho lưu mẫu của Phòng Thí nghiệm Khoa Môi trường - Trường Đại học Bách khoa trong thời gian không quá 03 ngày để đảm bảo chất lượng mẫu khi sử dụng.
Các thông số đầu vào của mỗi mẻ thí nghiệm được phân tích trước khi tiến hành Bảng 3.1 thể hiện thành phần và tính chất của mẫu nước đầu vào thí nghiệm.
Bảng 3.1 Thành phần, tính chất nước thô của thí nghiệm 1.1
Thông số Đơn vị Giá trị n pH - 6.46 ± 0.27 5 Độ màu Pt-Co 186 ± 59 5 Độ đục NTU 33 ± 26 5 Độ kiềm mgCaCO 3 /L 22 ± 3 5
PAC (Polyaluminium Chloride) sử dụng cho thí nghiệm keo tụ là loại PAC lỏng có các đặc tính kỹ thuật đƣợc trình bày trong Bảng 3.2 PAC này hiện đang được sử dụng tại Nhà máy nước Tân Hiệp và được cung cấp bởi Công ty TNHH MTV Hóa chất Cơ bản Miền Nam
Bảng 3.2 Đặc tính kỹ thuật của chất keo tụ PAC
Thông số Đơn vị Giá trị Phương pháp phân tích
Cảm quan - Chất lỏng, màu vàng nhạt
Tỉ trọng (20°C) - 1,214 JIS K 1475:1996 pH dung dịch 1 % 4.0 JIS K 1475 - 1996
Hàm lƣợng cặn không tan
Sulfate (SO 4 2-) % 0.06 FCC VIII, 2012 ((Sodium sulfate monograph) Ammonia nitrogen (N) mg/kg 98 JISK 1475:1996
Arsenic (As) mg/kg 0.06 FAO JECFA Monographs
Iron (Fe) mg/kg 47.4 FAO JECFA Monographs
Manganese (Mn) mg/kg 0.4 FAO JECFA Monographs
Cadmium (Cd) mg/kg < 0.2 FAO JECFA Monographs
Lead (Pb) mg/kg < 0.2 FAO JECFA Monographs
Mercury (Hg) mg/kg ≤ 0.02 FAO JECFA Monographs
Chromium (Cr) mg/kg 0.3 FAO JECFA Monographs
Trang 53 c Điều kiện thí nghiệm
Dãy liều lƣợng ozone khảo sát của thí nghiệm này đƣợc lựa chọn dựa trên tổng nhu cầu ozone cần thiết để tiền oxy hóa và loại bỏ hiệu quả của sắt, mangan và chất hữu cơ trong nước Theo lý thuyết, để khoáng hóa hoàn toàn 1 mg DOC cần đến 8 mg ozone
Nồng độ ozone thích hợp cho xử lý nước nằm trong khoảng 0,4 đến 0,8 mgO3/mgTOC Mức ozone này giúp loại bỏ hiệu quả độ đục và NOM sau quá trình keo tụ đối với nguồn nước không chứa sắt và mangan Nếu nguồn nước có chứa sắt và mangan, cần bổ sung thêm ozone để oxy hóa chúng với tỷ lệ 0,43 mgO3/mg sắt và 0,88 mgO3/mg mangan.
Dựa vào thông số sắt, mangan và TOC trong nước thô nghiên cứu, ước tính được dãy liều lƣợng ozone khảo sát cho thí nghiệm 1.1 trong khoảng từ 0.5 – 4.5 mgO 3 /L
Thông số pH phản ứng của thí nghiệm đƣợc giữ ổn định ở giá trị trung bình 6.46 ± 0.27 theo giá trị pH trung bình của nước sông Sài Gòn Thời gian tiếp xúc phản ứng của quá trình tiền ozone hóa đƣợc giữ cố định cho tất cả các mẻ thí nghiệm là 25 phút Đây là thời gian phản ứng phù hợp cho quá trình ozone hóa hữu cơ theo kết quả nghiên cứu tiền ozone hóa trong nước cấp của Vân (2010)
Giai đoạn keo tụ tạo bông trong nghiên cứu này được tiến hành trong thiết bị jartest với thể tích nước mẫu là 1000 ml Trước khi keo tụ, pH của mẫu nước được điều chỉnh về 7,0 Liều lượng chất keo tụ PAC được cố định ở 25 mg/L, tương ứng với liều lượng PAC được sử dụng trong quá trình keo tụ thực tế tại Nhà máy nước Tân Hiệp vào năm 2013 Sau khi thêm PAC, mẫu nước được khuấy trộn nhanh ở tốc độ 100 vòng/phút trong 1 phút, sau đó tiếp tục khuấy chậm ở tốc độ 30 vòng/phút trong 15 phút Nước sau khi keo tụ được để lắng trong 30 phút trước khi lấy mẫu để phân tích.
Bảng 3.3 Điều kiện vận hành thí nghiệm 1.1
Liều lƣợng ozone (mg/L) Tỷ lệ mgO 3 /mg TOC (*)
(n): Là tổng số lần thí nghiệm tương ứng với các mẫu nước thô lấy ở các thời điểm khác nhau
(*): TOC của nước thô đầu vào thí nghiệm
Trang 54 d Chỉ tiêu phân tích
Các chỉ tiêu phân tích của nước đầu vào và sau keo tụ tạo bông bao gồm pH, độ kiềm, độ màu, độ đục, sắt hòa tan, sắt tổng, mangan tổng, COD Mn, TOC, DOC và THMFP Nước sau tiền ozone hóa được bổ sung thêm chỉ tiêu hàm lượng ozone dư để đánh giá lượng ozone tham gia phản ứng.
3.2.1.2 Thí nghiệm 1.2: Xác định liều lƣợng KMnO 4 phù hợp cho quá trình tiền ozone hóa - keo tụ tạo bông bằng PAC a Mô hình thí nghiệm
Thí nghiệm sử dụng thiết bị jartest để thực hiện quá trình tiền oxy hóa mẫu nước với KMnO 4 Mẫu nước sau oxy hóa tiếp tục được keo tụ tạo bông trên thiết bị jartest (tương tự như thí nghiệm 1.1) b Nguyên vật liệu
Nước đầu vào thí nghiệm:
ozone và chlorine
PHƯƠNG PHÁP PHÂN TÍCH
TT Chỉ tiêu Đơn vị Phương pháp phân tích
Thiết bị phân tích Độ chính xác
1 pH - pH meter Máy Thermo Scientific
2 Nhiệt độ o C pH meter Máy Thermo Scientific
3 Độ đục NTU So màu Máy Hach DR /890 ± 1
4 Độ màu Pt-Co So màu Máy Hach DR /890 ± 1
5 Sắt II mg/L So màu Spectrophotometer
6 Sắt tổng mg/L So màu Spectrophotometer/ICP ± 0.01
9 Độ kiềm tổng mgCaCO 3 /l Định phân thể tích ± 1 10 TOC mg/L Method 5310C Shimazu TOC analyser ± 0.01 11 DOC mg/L Method 5310C Shimazu TOC analyser ± 0.01
12 BDOC/DOC Cột BAC bão hòa -
13 THMFP àg/L Sắc ký khớ phối khổ Shimazu GC/MS ± 1
15 Ozone dƣ trong nước mg/L 4500-O3 ozone reresidual)* #(72)
TT Chỉ tiêu Đơn vị Phương pháp phân tích
Thiết bị phân tích Độ chính xác khí Demand/Requirement
- Semi - Batch Method 17 KMnO 4 dƣ mg/L 4500-KMNO 4
18 Chlorine dƣ mg/L So màu Máy Hach DR/890 ± 0.01
19 Chlorine tổng mg/L So màu Máy Hach DR/890 ± 0.01
3.3.2 Phương pháp xác định nồng độ ozone phản ứng
Lượng ozone phản ứng được xác định bằng phương pháp cân bằng khối lượng ozone dựa vào tổng lượng ozone do máy sinh ra, dư lượng ozone còn lại trong nước và lƣợng ozone dƣ trong dòng khí đƣợc hấp thụ trong dung dịch KI Trong đó, tổng hàm lƣợng ozone từ máy phát ozone sẽ đƣợc xác định bằng dung dịch hấp thụ KI theo tiêu chuẩn Ozone Demand/Requirement-Semibatch Method 2350E [37], lƣợng ozone trong dư trong nước được xác định theo phương pháp Method 4500-O3 B: Indigo
Colorimetric Method [37] và lƣợng ozone dƣ trong dòng khí đƣợc hấp thụ vào KI đƣợc xác định theo phương pháp Method 2350E: Ozone Demand/Requirement – Semi-Batch Method [37]
M c : Khối lƣợng ozone phản ứng, mg M t : Khối lƣợng ozone đo phát ra từ máy phát ozone, mg M a : Khối lượng ozone còn lại trong nước sau quá trình phản ứng, mg M g : Khối lƣợng ozone dƣ trong khí đi qua bình chứa dung dịch KI hấp thụ, mg V s : Thể tích mẫu phản ứng trong mô hình, lít
3.3.2.1 Phương pháp xác định Ozone dư do máy sinh ra
Công suất ozone của máy phát ra đƣợc xác định theo Method 2350E: Ozone Demand/Requirement – Semi-Batch Method [37] Nguyên tắc là ozone trong nước sẽ oxy hóa I - thành các phân tử I 2 trong môi trường acid và có mặt chất xúc tác molybdate tạo thành dung dịch có màu vàng Phân tử I 2 hình thành đƣợc chuẩn độ bằng dung dịch
Na 2 S 2 O 3 với chất chỉ thị hồ tinh bột qua đó xác định đƣợc lƣợng ozone đã phản ứng với I - cũng chính là lƣợng ozone do máy sinh ra
Quy trình thực hiện: thiết lập hai bẫy khí A và B mắc nối tiếp nhau, mỗi bẫy khí này có dạng chai rửa khí chứa tối thiểu 200 ml dung dịch KI 2% Cho dòng khí phát ra từ máy ozone đi qua lần lƣợt bẫy A và B trong khoảng 10 phút với tốc độ khoảng 1 L/min Sau đó cho lƣợng dung dịch này ở mỗi bẫy này vào 1 beaker và thêm vào 10 ml dung dịch H 2 SO 4 2N và một giọt dung dịch molypdate để tránh thất thoát rồi chuẩn độ bằng dung dịch Na 2 S 2 O 3 0.005N đến khi màu vàng iodine biến mất Sau đó thêm 1 đến 2 ml dung dịch chỉ thị hồ tinh bột rồi tiếp tục chuẩn độ đến khi màu xanh biến mất
Công suất ozone sinh ra đƣợc xác định nhƣ sau:
3.3.3 Phương pháp xác định THM và THMFP
Căn cứ theo hướng dẫn về lấy và xử lý mẫu khi phân tích THM của Method 6232 (APHA.AWWA và WEF, 1999) sử dụng chất trích ly là pentane theo tỷ lệ 2ml mẫu + 10ml pentane Đối với xác định THM o (nồng độ THM có trong nước ngay tại thời điểm phân tích), sau khi cho mẫu vào lọ kín phải lập tức khử chlorine bằng dung dịch mới Na 2 SO 3 hay sodium thiosulfate 0.01N Sau đó mẫu sẽ được phân tích bằng phương pháp sắc ký khí khối phổ với hệ thống máy số hiệu QP2010 Plus Gas Chromatographer - Mass Spectroscopy (Shimadzu) đƣợc trang bị đầu dò bắt giữ electron Ni 63 và thiết bị tiêm mẫu tự động AOC-20 i Khí helium mang mẫu đã hóa khí qua cột có kích thước 30m (dài) x 0.25mm (ID) x 0.25 àm Phương phỏp phõn tớch thực hiện theo hướng dẫn của EPA Method 502.2 [38] Chế độ nhiệt độ chạy nhƣ sau: nhiệt độ ban đầu là 45 o C đƣợc giữ trong 7 phút, nhiệt độ cuối quá trình là 200 o C đƣợc giữ trong 3 phút, tốc độ tăng nhiệt độ là 15 o C/phút Đối với xác định THMFP, thực hiện theo hướng dẫn của Method 5710B (APHA.AWWA và WEF, 1999), sau đó phân tích THM theo EPA Method 502.2 (EPA
Method, 1996) Việc xác định THMFP trong điều kiện chlorine dƣ cho thấy có khả năng ƣớc tính quá mức lƣợng THM sinh ra trên thực tế trong hệ thống phân phối nhƣng kết quả trình bày về khả năng xấu nhất có thể xảy ra Về nguyên tắc, giá trị THMFP đƣợc xác định theo công thức sau:
THMFP = ΔTHM = THM 7 - THM 0 Trước tiên, mẫu sẽ được xác định THM 0 theo quy trình như trên, sau đó lấy 250ml mẫu tiếp tục thực hiện chlorine hóa với liều lƣợng chlorine dƣ trong mẫu trong suốt quá trình ủ kéo dài 7 ngày ở khoảng từ 3 - 5 mg/L Dung dịch chlorine sử dụng trong phân tích này là NaOCl (đƣợc pha mới và kiểm tra nồng độ mỗi lần sử dụng)
Sau khi chỉnh pH và châm đệm để đảm bảo pH=7, chai mẫu đƣợc đậy kín bằng nắp TFE-lined, bắt đầu thực hiện quá trình ủ 7 ngày trong bóng tối ở nhiệt độ 25±2 o C Sau
7 ngày, mẫu đƣợc lấy ra, khử chlorine và phân tích nồng độ THM 7 theo quy trình tương tự như khi phân tích THM0
3.3.4 Phương pháp xác định TOC và DOC
3.3.4.1 Phương pháp phân tích TOC
TOC được phân tích theo hướng dẫn trong Method 531 0 C và sử dụng máy TOC- VCPH Shimadzu với nguyên tắc: mẫu đƣợc châm acid và sục khí để đẩy hết carbon vô cơ thoỏt ra, sau đú, một phần mẫu (50 àl/lần tiờm hỳt mẫu) sẽ đƣợc oxy húa hoàn toàn bằng nhiệt (680 o C) để carbon hữu cơ trong nước chuyển hoàn toàn thành CO 2 và lượng CO 2 sinh ra này sẽ đƣợc thiết bị đầu dò đo đạc tính toán chuyển thành nồng độ TOC trong mẫu
3.3.4.2 Phương pháp phân tích DOC
Mẫu DOC được phân tích theo phương pháp tương tự như TOC, tuy nhiên trước khi đưa mẫu vào máy TOC-VCPH Shimadzu, mẫu sẽ được lọc qua màng lọc 0,45 μm để loại bỏ các thành phần cặn và hữu cơ dạng hạt.
KẾT QUẢ VÀ BÀN LUẬN
KẾT QUẢ THÍ NGHIỆM 1.1
4.1.1.1 Đối với độ đục: Độ đục nước đầu vào trung bình của thí nghiệm này là 33 ± 26 FAU Hiệu quả loại bỏ độ đục sau keo tụ ở tất cả các nồng độ ozone đạt đƣợc khá cao từ 83% – 94 % với độ đục trung bình của nước sau tiền oxy hóa và keo tụ thấp hơn 5 FAU Hiệu quả giảm độ đục đạt được trên 90% ở các liều lượng ozone từ 2.0 – 3.0 mg/L tương ứng với tỷ lệ từ 0.4 – 0.8 mgO 3 /mgTOC Ở liều lƣợng ozone cao hơn 3.5 mg/L hiệu quả loại bỏ độ đục giảm nhẹ Điều này cho thấy tác dụng trợ keo tụ của ozone đối với quá trình keo tụ tạo bông bằng PAC xảy ra ở liều lƣợng ozone trung bình Ở liều lƣợng cao trên 1.0 mgO 3 /mgTOC hiệu quả trợ keo tụ giảm xuống Kết quả này cũng phù hợp với báo cáo của Singer (1990) về khả năng tăng cường hiệu quả loại bỏ độ đục của quá trình keo tụ với nồng độ ozone từ 0.4 – 0.8 mgO 3 /mgTOC Nghiên cứu của Singer cũng cho kết luận là ở liều lƣợng ozone cao tiền ozone hóa không có tác dụng trợ keo tụ, ngƣợc lại có thể những tác động bất lợi cho quá trình keo tụ
Hình 4.1 Ảnh hưởng của liều lượng ozone đến độ đục sau ozone hóa + keo tụ với nước thô có độ đục trung bình 33 ± 26 FAU
Hiệu quả loại bỏ độ đục, độ màu trong nước thô hồ Tai-hu ở liều lượng ozone 0,85 mgO3/mgDOC thấp hơn so với liều lượng 0,15 và 0,45 mgO3/mgDOC Ngoài ra, tiền ozone hóa cũng thể hiện rõ hiệu quả trợ keo tụ qua khả năng loại bỏ chất hữu cơ trong nước.
Liều lƣợng ozone (mg/L) Độ đục sau keo tụ QCVN 01:2009/BYT
Hiệu quả sau keo tụ
Trang 64 tiền oxy hóa nước hồ Tai-hu là 0.45mgO 3 /mgDOC ở pH tối ưu là 9.0 và kết quả nghiên cứu của Chiang cũng cho thấy hiệu quả khử độ đục, độ màu không có khác biệt lớn giữa các giá trị pH khác nhau
Nhƣ vậy, ở liều lƣợng ozone 2 mg/L và 3 mg/L độ đục sau oxy hóa và keo tụ (tương ứng với giai đoạn sau bể lắng ở Nhà máy nước Tân Hiệp) giảm xuống dưới 2 FAU và đạt QCVN 01:2009/BTY Trong đó, hiệu quả loại bỏ đạt đƣợc cao và ổn định nhất là ở liều lƣợng ozone 2 mg/L
4.1.1.2 Đối với độ màu: Độ màu trong nước thô thường gây ra bởi sản phẩm của quá trình phân hủy các hợp chất hữu cơ như tanin, acid humic, humate và đôi khi là do hợp chất của sắt dưới dạng ferric humate cũng nhƣ các thành phần sắt và mangan không hòa tan Độ màu biểu kiến của mẫu nước đầu vào trong thí nghiệm là 186 ± 59 Pt-Co Độ màu sau ozone hóa tăng cao hơn so với nước đầu vào ở tất cả các liều lượng ozone thí nghiệm Nhƣ vậy quá trình ozone hóa trong điều kiện thí nghiệm 1.1 không làm giảm độ màu Điều này trái ngƣợc với kết quả nghiên cứu của Vân (2010) [30]
Hiệu quả khử màu sau quá trình ozon hóa đối với nước thô nhân tạo đạt 6 - 47% trong mọi điều kiện phản ứng Tuy nhiên, nước thô nhân tạo chủ yếu chứa chất hữu cơ nên khi ozon hóa, độ màu cũng giảm do một phần chất hữu cơ gây màu bị loại bỏ Ngược lại, nước tự nhiên phức tạp hơn, độ màu sau ozon hóa còn phụ thuộc vào các thành phần chất rắn như sản phẩm ozon hóa của sắt và mangan Về cảm quan, nước sau ozon hóa thường chuyển sang màu nâu vàng (nhạt), đặc biệt là nước có hàm lượng sắt và mangan cao.
Hình 4.2 Ảnh hưởng của liều lượng ozone đến độ màu sau ozone hóa với nước thô có độ màu trung bình 186 ± 59 Pt-Co
Liều lƣợng ozone (mg/l) Độ màu sau ozone hóa Độ màu trung bình của nước thô
Trang 65 Hình 4.3 Ảnh hưởng của liều lượng ozone đến độ màu sau ozone hóa + keo tụ với nước thô có độ màu trung bình 186 ± 59 Pt-Co Độ màu sau keo tụ đƣợc loại bỏ tốt ở tất cả các nồng độ ozone, đặc biệt là trong khoảng từ 2 đến 3 mg/L (tương ứng với tỷ lệ 0.4 đến 0.8 mgO 3 /mgTOC) với hiệu quả loại bỏ đạt đƣợc trên 80% và độ màu còn lại luôn nhỏ hơn 30 Pt-Co Ở liều lƣợng ozone cao hơn hiệu quả loại bỏ độ màu đạt được cũng khá cao tốt, nhưng có xu hướng giảm nhẹ
4.1.2 Ảnh hưởng của ozone hóa kết hợp với keo tụ đến sắt và mangan
Hàm lượng sắt tổng của nước thô có giá trị trung bình là 1.29 ± 0.73 mg/L Trong đó thành phần sắt (II) chiếm chƣa đến 20% Sắt (II) đƣợc oxy hóa hiệu quả ở tất cả các nồng độ ozone lớn hơn 1.0 mg/L tương ứng với tỷ lệ trên 0.3 mgO 3 /mgDOC Hàm lượng sắt (II) còn lại trong nước sau oxy hóa nhỏ hơn 0.1 mg/L và hiệu quả khử sắt sau keo tụ đạt đƣợc khoảng 70% Hiệu quả giảm sắt (II) sau oxy hóa và sau keo tụ không có sự khác biệt đáng kể Điều này cho thấy quá trình tiền ozone hóa dễ dàng oxy hóa sắt II thành sắt (III)
Liều lƣợng ozone (mg/L) Độ màu sau keo tụ QCVN 01:2009/BYT Hiệu quả sau keo tụ
Trang 66 Hình 4.4 Ảnh hưởng của liều lượng ozone đến sắt II sau ozone hóa + keo tụ với nước thô có hàm lượng sắt II trung bình 0.2 ± 0.06 mg/L
Sắt tổng cộng cũng đƣợc loại bỏ hiệu quả sau quá trình keo tụ với hiệu quả đạt trên 70% ở tất cả các liều lƣợng ozone Điều này cho thấy khả năng loại bỏ sắt tổng không phụ thuộc vào liều lƣợng ozone phản ứng mà chủ yếu phụ thuộc vào hiệu quả của quá trình keo tụ tạo bông Sắt tổng còn lại trong nước sau keo tụ ổn định ở mức dưới 0.3 mg/L và luôn thỏa mãn QCVN 01:2009/BYT mặc dù chưa qua lọc
Hình 4.5 Ảnh hưởng của liều lượng ozone đến sắt tổng sau ozone hóa + keo tụ đối với nước thô có hàm lượng sắt tổng trung bình là 1.29 ± 0.73 mg/L
Sắt II sau keo tụ Hiệu quả sau keo tụ
Sắt tổng sau keo tụ QCVN 01:2009/BYT Hiệu quả sau keo tụ
Nước thô trong thí nghiệm này có tổng mangan trung bình là 0.118 ± 0.074 mg/L
Với liều lƣợng ozone ở 0.5 và 1.0 mg O 3 /L hàm lƣợng mangan sau keo tụ đã giảm xuống dưới 0.1 mg/L Tiếp tục tăng nồng độ ozone lên mức 2.0 đến 3.0 mg/L hiệu quả loại bỏ mangan trong nước sau oxy hóa – keo tụ đạt được đến 80% Tuy nhiên, khi nâng nồng độ ozone đến trên 3 mg/L mangan còn lại trong nước sau xử lý có dấu hiệu tăng nhẹ Hiện tƣợng này có thể liên quan đến cơ chế hoà tan MnO 2 khi sử dụng liều lƣợng ozone quá cao Theo nghiên cứu của Elina (2006) về quá trình ozone hóa xử lý mangan đối với nguồn nước không ô nhiễm hữu cơ có nồng độ mangan đầu vào 200 àg/L, thỡ ở hàm lƣợng ozone trờn 0.5 mg/L xảy ra hiện tƣợng tƣợng mangan (IV) bị hòa tan chuyển thành dạng MnO 4 - và làm cho nước sau xử lý có màu tím nhẹ [28] Như vậy liều lƣợng ozone phù hợp để xử lý mangan trong thí nghiệm này là từ 2.0 – 3.0 mg/L
Hình 4.6 Ảnh hưởng của liều lượng ozone đến mangan tổng sau ozone hóa - keo tụ đối với nước thô có hàm lượng mangan tổng trung bình là 0.118 ± 0.074 mg/L
4.1.3 Ảnh hưởng của ozone hóa và keo tụ đến chất hữu cơ và THMFP 4.1.3.1 Hiệu quả giảm thiểu TOC và DOC trong nước sau ozone hóa và keo tụ:
Các mẫu nước thô khảo sát trong thí nghiệm này có TOC trung bình là 3.888 ± 0.288 mg/L, trong đó giá trị trung bình của DOC là 3.445 ± 0.202 mg/L Chất hữu cơ tồn tại chủ yếu ở dạng hoàn tan với tỷ lệ DOC/TOC đạt 89% Hàm lƣợng DOC vƣợt 2.0 mg/L là điều kiện thúc đẩy tiềm năng hình thành THMFP cao đối với quá trình chlorine hóa [1] Kết quả thí nghiệm cho thấy quá trình ozone hóa kết hợp với keo tụ tạo bông làm giảm nhẹ TOC với hiệu quả giảm thiểu sau ozone hóa-keo tụ dao động trong khoảng từ 12% đến 22% TOC sau keo tụ giảm cao nhất ở nồng độ ozone 2.0 và 2.5 mg/L, tương ứng với tỷ lệ 0.4 và 0.6 mgO 3 /mgTOC
Mangan tổng sau keo tụ QCVN 01:2009/BYTHiệu quả sau keo tụ
Trang 68 Hình 4.7 Ảnh hưởng của liều lượng ozone đến TOC sau ozone hóa + keo tụ đối với nước thô có hàm lượng TOC trung bình là 3.888 ± 0.288 mg/L Ở liều lƣợng ozone 0.5 - 1 mg/L cho thấy không có sự thay đổi đáng kể DOC của nước sau khi ozone hóa Nhưng ở liều lượng ozone 2 mg/L, DOC sau oxy hóa tăng cao hơn trong nước đầu vào Điều này cho thấy, quá trình ozone chỉ có tác động làm thay đổi cấu trúc của các hợp chất hữu cơ trong nước và chuyển hóa một phần POC thành DOC làm tăng tỷ lệ DOC/TOC Khi liều lượng ozone tăng đến trên 2.5 mg/L tương ứng với tỷ lệ 0.6 mgO 3 /mgTOC, DOC sau oxy hóa bắt đầu giảm nhẹ Điều này cho thấy ở liều lƣợng ozone đủ lớn một phần nhỏ DOC có thể đƣợc khoáng hóa và đƣợc loại bỏ
Hiệu quả loại bỏ DOC trong nước sau keo tụ đạt được ở mức trung bình từ 17% – 22% Hiệu quả cao nhất đạt được ở nồng độ ozone 2.0 đến 2.5 mg/L tương ứng với tỷ lệ 0.4 và 0.6 mgO 3 /mgTOC Kết quả này cũng tương đồng với nghiên cứu của
Singer (1990) về ảnh hưởng của ozone hóa lên hiệu quả loại bỏ DOC thông qua quá trình keo tụ tạo bông
Hình 4.8 Ảnh hưởng của liều lượng ozone đến DOC sau ozone hóa - keo tụ đối với nước thô có hàm lượng DOC trung bình là 3.445 ± 0.202 mg/L
TOC đầu vào TOC sau oxy hóa
TOC sau keo tụ Hiệu quả loại bỏ TOC sau keo tụ
DOC đầu vào DOC sau oxy hóa
DOC sau keo tụ Hiệu quả loại bỏ DOC sau keo tụ
Khi tăng liều lƣợng ozone đến 3.5 mg/L và 4.5 mg/L mặc dù DOC sau oxy hóa giảm nhƣng hiệu quả loại bỏ DOC và TOC sau keo tụ tạo bông không tămg Điều này cho thấy tiền ozone hóa ở liều lƣợng cao không cải thiện hiệu quả của quá trình keo tụ tạo bông Các nghiên cứu trước đây về tiền ozone hóa phát hiện ozone hóa tác động lên cấu trúc của các chất hữu cơ trong nước, có thể cắt mạch và chuyển hóa các chất hữu cơ có trọng lƣợng phân tử lớn chuyển hóa thành các chất hữu cơ có trọng lƣợng phân tử nhỏ hơn và biến đổi các thành phần kỵ nước trong NOM Swietlik và cộng sự (2004) đã báo cáo rằng quá trình tiền ozone hóa dẫn đến các thành phần kỵ nước của NOM giảm xuống và các thành phần ưa nước tăng lên Các thành phần NOM ưa nước khó được loại bỏ hơn so với thành phần kỵ nước trong quá trình keo tụ thông thường (Kim và Yu, 2005) Đây là nguyên nhân dẫn đến hiệu quả loại bỏ TOC và DOC sau keo tụ ở liều lƣợng ozone lớn hơn 3 mg/L lại thấp hơn hiệu quả ở liều lƣợng ozone 2 và 2.5 mg/L
4.1.3.2 Hiệu quả giảm thiểu THMFP trong nước:
Hình 4.9 Ảnh hưởng của liều lượng ozone đến THMFP sau ozone hóa - keo tụ đối với nước thụ cú hàm lượng THMFP trung bỡnh là 478 ± 106 àg/L
Nước thụ thớ nghiệm cú THMFP trung bỡnh là 478 ± 106 àg/L Nước sau keo tụ có THMFP giảm đáng kể từ 38 – 57% Kết quả thí nghiệm cũng cho thấy liều lƣợng ozone ảnh hưởng khá lớn đến tiềm năng hình thành THM trong nước sau xử lý Ở liều lƣợng ozone từ 2 mg/L hiệu quả giảm thiểu THMFP sau keo tụ đạt đƣợc cao nhất với 57% Tiềm năng hình thành THMFP phụ thuộc vào lƣợng TOC đƣợc khử và cấu trúc của NOM trong nước
Hiệu quả giảm thiểu các thành phần sắt, mangan, chất hữu cơ và THMFP trong thí nghiệm 1.1 đƣợc tóm tắt trong Bảng 4.1
THMFP sau oxy hóa THMFP sau keo tụ
Hiệu quả sau keo tụ Hiệu suất sau oxy hóa
Bảng 4.1 Tổng kết hiệu suất xử lý sau tiền ozone hóa và keo tụ ở các liều lƣợng ozone khác nhau (thí nghiệm 1.1)
Hiệu quả sau ozone hóa kết hợp với keo tụ
(%) Độ đục Độ màu Sắt tổng Mangan CODMn TOC DOC THMFP
KẾT QUẢ THÍ NGHIỆM 1.2
Độ đục nước đầu vào của thí nghiệm này khoảng từ 68 ± 33 FAU Hiệu quả loại bỏ độ đục sau keo tụ ở tất cả các nồng độ KMnO 4 đạt đƣợc rất cao trên 90% Khi tăng liều lƣợng KMnO 4 hiệu quả loại bỏ độ đục sau keo tụ cũng tăng lên và đạt cao nhất ở liều lƣợng từ 1.5 đến 2.5 mg/L Ở liều lƣợng KMnO 4 từ 3.0 và 3.5 mg/L khả năng loại bỏ độ đục sau oxy hóa và keo tụ giảm nhẹ nhƣng vẫn ở mức cao Điều này cho thấy KMnO 4 có khả năng trợ keo tụ tốt
Trang 71 Hình 4.10 Ảnh hưởng của liều lượng KMnO 4 lên độ đục sau oxy hóa + keo tụ với nước thô có độ đục trung bình là 68 ± 33 FAU
4.2.1.2 Ảnh hưởng lên độ màu:
Hiệu quả loại bỏ độ màu sau oxy hóa – keo tụ đạt đƣợc khá cao ở tất cả các liều lượng KMnO4 từ 1 đến 2.5 mg/L với hiệu quả khoảng 70% Tương tự như độ đục, độ màu sau keo tụ đạt đƣợc thấp nhất ở liều lƣợng KMnO 4 2.5 mg/L và ở liều lƣợng KMnO 4 cao hơn độ màu trong nước sau xử lý có xu hướng tăng nhẹ Điều này cho thấy quá trình tiền oxy hóa bằng KMnO 4 có hiệu quả loại bỏ độ màu khá tốt, nhƣng ở liều lƣợng KMnO 4 lớn, dƣ lƣợng KMnO 4 còn lại sau phản ứng có thể gây ra độ màu trong nước làm cho nước có màu tím
Hình 4.11 Ảnh hưởng của liều lượng KMnO 4 lên độ màu sau oxy hóa + keo tụ với nước thô có độ màu trung bình là 361 ± 190 Pt-Co.
H iệ u quả ( %) Độ đụ c (F AU)
Liều lƣợng KMnO 4 (mg/L) Độ đục trung bình QCVN 01:2009/BYT Hiệu quả sau keo tụ
H iệ u quả ( %) Đ ộ m àu (P t- C o ) liều lƣợng KMnO4 (mg/L) Độ màu sau keo tụ QCVN 01:2009/BYT Hiệu quả sau keo tụ
4.2.2 Ảnh hưởng của oxy hóa KMnO 4 và keo tụ đến sắt và mangan 4.2.2.1 Ảnh hưởng đối với sắt
Hình 4.12 Ảnh hưởng của liều lượng KMnO 4 lên sắt tổng sau oxy hóa + keo tụ với nước thô có sắt tổng trung bình là 0.61 ± 0.47mg/L
Nước thô trong thí nghiệm này có hàm lượng sắt tổng trung bình là 0.61 ± 0.47mg/L Trong đó thành phần sắt II trung bình là 0.16 ± 0.05 mg/L Hình 4.12 cho thấy hàm lƣợng sắt tổng sau oxy hóa và keo tụ đƣợc cải thiện đáng kể và luôn thấp hơn 0.2 mg/L (thỏa mãn quy chuẩn chất lượng nước sạch phục vụ ăn uống của Việt Nam QCVN 01:2009/BYT mặc dù nước chưa đi qua quá trình lọc) Hiệu quả loại bỏ sắt tổng tỷ lệ thuận với liều lƣợng KMnO 4 sử dụng nhƣng sự phụ thuộc này là không lớn
Ngay ở liều lƣợng KMnO 4 khảo sát thấp nhất là 1.0 mg/L sắt tổng sau keo tụ cũng đƣợc loại bỏ đến 79%
Hình 4.13 Ảnh hưởng của liều lượng KMnO 4 lên sắt II sau oxy hóa + keo tụ với nước thô có sắt II trung bình là 0.16 ± 0.05 mg/L
Sắt tổng sau keo tụ QCVN 01:2009/BYT Hiệu quả sau keo tụ
Sắt II sau keo tụ Hiệu quả sau keo tụ
Hiệu quả loại bỏ sắt II phụ thuộc vào liều lƣợng KMnO 4 sử dụng Ở liều lƣợng
KMnO 4 thấp từ 1.0 – 1.5 mg/L, sắt II sau keo tụ chỉ đƣợc loại bỏ khoảng 55% Ở liều lƣợng KMnO 4 trên 2.0 mg/L hiệu quả giảm thiểu sắt II sau keo tụ đạt đƣợc khá tốt (trên 65%) Lƣợng sắt II đƣợc loại bỏ là do KMnO4 oxy hóa thành sắt III và sau đó đƣợc loại bỏ thông qua quá trình keo tụ tạo bông Nhƣ vậy có thể thấy liều lƣợng phù hợp cho quá trình xử lý sắt là trên 2.0 mg/L
4.2.2.2 Ảnh hưởng đối với mangan
Nước thô trong thí nghiệm này có tổng mangan trung bình là 0.197 ± 0.114 mg/L
Khi tăng liều lượng KMnO4 từ 1 đến 2 mg/L hiệu quả loại bỏ mangan trong nước sau keo tụ tăng dần và đạt giá trị cao nhất tại liều lƣợng 2.0 mg/L với 79% mangan đƣợc giảm thiểu Ở liều lượng KMnO 4, 2.5 mg/L hiệu quả loại bỏ mangan trong nước sau oxy hóa vẫn đạt 75% nhƣng khi tăng nồng độ KMnO 4 đến 3.0 và 3.5 mg/L mangan còn lại trong nước sau xử lý cũng tăng nhẹ trở lại
Theo lý thuyết để ozone hóa hoàn toàn mangan trong điều kiện tối ƣu chỉ cần
1.92 mgKMnO 4 /mgMn [13] Lƣợng KMnO 4 cần thiết để oxy hóa hoàn toàn mangan trong nước thô sông Sài Gòn trên lý thuyết là không nhiều (≤ 0.4 mg/L) Tuy nhiên, do có sự cạnh tranh của các chất hữu cơ trong nước nên có thể quá trình oxy hóa mangan xảy ra chậm hơn và không thể loại bỏ đƣợc hoàn toàn Hiệu quả loại bỏ mangan sau keo tụ đạt đƣợc cao nhất ở liều lƣợng KMnO 4 2.5 và 3.0 mg/L với trên 80% mangan đƣợc loại bỏ
Hình 4.14 Ảnh hưởng của liều lượng KMnO 4 lên mangan sau oxy hóa + keo tụ với nước thô có mangan trung bình là 0.197 ± 0.114 mg/L.
Hàm lượng mangan còn lại trong nước sau keo tụ tăng lên có thể là do dư lượng KMnO 4 trong nước không được loại bỏ hết qua quá trình keo tụ tiếp tục phản ứng với các chất khử chuyển hóa trở lại dạng dioxit mangan Kết quả này cũng phù hợp với
Mangan tổng sau keo tụ QCVN 01:2009/BYTHiệu quả sau keo tụ
Trang 74 nghiên cứu của H Liu và cộng sự (2012) [35 ]trong đó liều lƣợng KMnO 4 đƣợc đề xuất sử dụng dưới 2 mg/L để tránh tác dụng phụ như sự gia tăng độ màu và dư lượng của mangan
4.2.3 Ảnh hưởng của oxy hóa KMnO 4 và keo tụ đến chất hữu cơ và tiềm năng hình thành THM
Hình 4.15 Ảnh hưởng của liều lượng KMnO 4 lên COD Mn sau oxy hóa + keo tụ với nước thô có COD Mn trung bình là 6 ± 1mg/L
Trong thí nghiệm này, việc phân tích các chỉ tiêu DOC và TOC không thực hiện đƣợc do điều kiện máy móc thiết bị COD Mn đƣợc chọn làm chỉ tiêu thay thế để đánh giá thành phần hữu cơ trong nước COD Mn trong nước thô khá ổn định với giá trị trung bình là 6 ± 1mg/L Ở các liều lƣợng KMnO 4 khác nhau, COD Mn sau keo tụ dao động trong khoảng rộng từ 0 đến 7 mg/L Hiệu quả loại bỏ COD Mn đạt đƣợc tốt nhất là 54% tương ứng với 2.5 mg/L KMnO 4 được sử dụng cho quá trình tiền oxy hóa Khi tiếp tục tăng liều lƣợng KMnO 4 trên 2.5 mg/L hiệu quả loại bỏ COD Mn gần nhƣ không thay đổi Nhƣ vậy liều lƣợng 2.5 mg/L KMnO4 là phù hợp cho quá trình tiền oxy hóa do có hiệu quả xử lý cao và tính kinh tế so với các liều lƣợng cao hơn
Giá trị UV 254, hay độ hấp thụ ánh sáng UV ở bước sóng 254nm (cm-1), là một chỉ số phản ánh mức độ hữu cơ trong nước Các hợp chất hữu cơ tự nhiên, đặc biệt là các hợp chất vòng, hấp thụ mạnh ánh sáng UV ở bước sóng này Do đó, nước có hàm lượng chất hữu cơ cao sẽ có giá trị UV 254 cao tương ứng.
CODMn sau keo tụ Hiệu quả sau keo tụ
Trang 75 Hình 4.16 Thông số UV 254 sau oxy hóa KMnO 4 - keo tụ theo liều lượng KMnO 4 với nước thô có giá trị UV 254 trung bình là 0.0698 ± 0.0452 cm -1
Giá trị UV 254 trung bình trong nước thô của thí nghiệm này là 0.0698 ± 0.0452 cm -1 (thấp hơn so với kết quả nghiên cứu về nguồn nước thô sông Sài Gòn của của Trang [7] Sau tiền oxy hóa với KMnO 4 và keo tụ UV 254 giảm từ 25 đến 46% Hiệu quả giảm thiểu UV 254 ở các liều lượng ozone 1.0, 1.5 và 2.0 mg/L là khá thấp tương ứng với 25%, 36% và 29% Ở các liều lƣợng KMnO 4 cao từ 2.5 mg/L trở lên UV 254 giảm đáng kể và đạt hiệu suất xử lý trên 45% Điều này cho thấy KMnO 4 ở liều lƣợng cao có tác động giảm thành phần hữu cơ mạch vòng trong nước
Hiệu quả giảm thiểu các thành phần sắt, mangan, chất hữu cơ và THMFP trong thí nghiệm 1.2 đƣợc tóm tắt trong Bảng 4.2
Bảng 4.2 Tổng kết hiệu suất xử lý sau tiền oxy hóa bằng KMnO 4 kết hợp keo tụ ở các liều lƣợng KMnO 4 khác nhau (thí nghiệm 1.2)
Hiệu quả loại bỏ sau oxy hóa – keo tụ tạo bông Độ đục (%) Độ màu (%)
Kết quả của thí nghiệm 1.2 cho thấy liều lƣợng KMnO 4 nằm trong khoảng 2.0 đến 3.0 mg/L tương ứng là phù hợp cho quá trình tiền oxy hóa kết hợp với keo tụ bằng PAC do có hiệu quả lại bỏ đồng thời sắt, mangan và giảm thiểu THMFP đối với nguồn
UV254 sau keo tụ Hiệu quả sau keo tụ
Trang 76 nước sông Sài Gòn cao và ổn định Liều lượng ozone 2.5 mg/L có hiệu hiệu quả loại bỏ tốt nhất đối với các chỉ tiêu độ đục, độ màu, COD Mn và UV 254 đƣợc chọn làm liều lƣợng ozone vận hành cho thí nghiệm 2 để so sánh, đánh giá hiệu quả xử lý của quá trình tiền oxy hóa bằng KMnO 4 với quá trình tiền ozone hóa và quá trình tiền chlorine hóa đối với nguồn nước sông Sài Gòn.
KẾT QUẢ THÍ NGHIỆM 2
Dựa vào kết quả thực nghiệm đánh giá quá trình tiền ozone hóa ở thí nghiệm 1.1 và kết quả thực nghiệm đánh giá quá trình tiền oxy hóa sử dụng KMnO 4 ở thí nghiệm 1.2, thí nghiệm này tiến hành đồng thời ba thí nghiệm thành phần gồm:
- Thí nghiệm 2.1: Tiền ozone hóa ở liều lƣợng ozone 2.0 mg/L kết hợp với keo tụ PAC (2 mgO 3 /L + PAC);
- Thí nghiệm 2.2: Tiền oxy hóa bằng KMnO 4 ở liều lƣợng 2.5 mg/L kết hợp với keo tụ PAC (2.5 mgKMnO 4 /L + PAC) và;
- Thí nghiệm 3.3: Tiền chlorine hóa ở liều lƣợng 5 mgCl 2 /L kết hợp với keo tụ PAC tương tự với điều kiện vận hành thực tế tại nhà máy nước Tân Hiệp (5 mgCl 2 /L + PAC)
Thông số vận hành thí nghiệm 2 đƣợc tóm tắt lại trong Bảng 4.3
Bảng 4.3 Thông số vận hành cụ thể của thí nghiệm 2
Tiền ozone hóa + keo tụ bằng PAC
Thí nghiệm 2.2 Tiền oxy hóa KMnO 4
Thí nghiệm 2.3 Tiền chlorine hóa
Liều lƣợng chất oxy hóa 2.0 mgO3/L 2.5 mgKMnO4/L 5.0 mgCl2/L
Thời gian oxy hóa (phút) 25 30 30 pH 6.5 – 7.0 6.5 – 7.0 6.5 – 7.0
4.3.1 So sánh hiệu quả loại bỏ độ màu độ đục
Bảng 4.4 So sánh kết quả độ màu, độ đục của thí nghiệm 2
Mẫu nước Độ đục (FAU) Độ màu (Pt-Co)
Nước sau lắng của NMN Tân Hiệp 3 ± 1 25 ± 10
Kết quả thí nghiệm so sánh 3 quá trình tiền oxy hóa với ozone, KMnO 4 và chlorine cho đối với nguồn nước có độ đục và độ màu trung bình là 112 ± 22 FAU và 480 ± 76 Pt-Co, tương ứng Nước sau keo tụ của cả 3 thí nghiệm thành phần đều có độ đục trung bình thấp và không khác biệt đáng kể (thể hiện trong Bảng 4.3) Trong đó, mẫu nước sau keo tụ của thí nghiệm tiền oxy hóa với 2.5 mg/L KMnO4 có độ đục thấp nhất là 2 ± 2 FAU và thấp hơn so với mẫu nước được tiền chlorine hóa và thấp hơn độ đục nước sau lắng được ghi nhận tại nhà máy nước Tân Hiệp Điều này cũng cho thấy khả năng trợ keo tụ của KMnO 4 là tốt hơn đối với ozone và chlorine Độ màu của nước sau keo tụ ở ba thí nghiệm này có sự khác biệt Nước sau keo tụ của thí nghiệm ozone hóa ở 2.0 mgO 3 /L có độ màu trung bình thấp nhất với 33 ± 11 Pt-Co Mẫu nước tiền chlorine hóa có độ màu lớn nhất với 46 ± 31Pt-Co Như vậy có thể thấy quá trình tiền ozone hóa và tiền oxy hóa bằng KMnO 4 có tác dụng làm giảm độ đục và độ màu nước sau keo tụ tốt hơn so với quá trình tiền chlorine hóa Trong đó, ozone hóa có khả năng giảm thiểu độ màu tốt nhất trong khi tiền oxy hóa bằng KMnO4 có khả năng trợ keo tụ và loại bỏ độ đục tốt hơn Hiệu quả loại bỏ độ đục độ màu đƣợc thể hiện trong Hình 4.17
Hình 4.17 Hiệu quả loại bỏ độ đục và độ màu sau tiền oxy hóa - keo tụ tạo bông
4.3.2 Hiệu quả loại bỏ sắt và mangan Bảng 4.5 Kết quả sắt và mangan của thí nghiệm 2
Mẫu nước Sắt tổng (mg/L) Sắt 2 (mg/L) Mangan tổng (mg/L)
2.0 mg/L Ozone + PAC 0.13 ± 0.06 0.03 ± 0.00 0.030 ± 0.014 2.5 mg/L Permanganate + PAC 0.35 ± 0.12 0.03 ± 0.01 0.035 ± 0.018 5 mg/L Chlorine + PAC 0.35 ± 0.03 0.06 ± 0.01 0.044 ± 0.009
Nước sau lắng của Nhà máy nước Tân Hiệp 0.040 ± 0.022
2.0 mg/L Ozone + PAC 2.5 mg/L Permanganate + PAC5 mg/L Chlorine + PAC
Các mẫu nước sau keo tụ ở thí nghiệm 2 cho thấy tiền ozone hóa cho hiệu quả loại bỏ sắt tổng và mangan tốt nhất Hàm lượng sắt tổng còn lại trong nước sau keo tụ của quá trình ozone hóa với 2.0 mgO 3 /L là 0.13 mg/L (đạt QCVN 01:2009/BYT) Mặc dù sắt tổng còn lại khá cao nhƣng nếu áp dụng bể lọc phía sau lƣợng sắt tổng hoàn toàn có thể giảm đến mức thấp hơn Sắt tổng sau keo tụ của thí nghiệm chlorine hóa và thí nghiệm tiền oxy hóa KMnO 4 tương đương nhau nhưng quá trình oxy hóa bằng KMnO 4 có tính ổn định thấp hơn Hàm lượng mangan của nước sau keo tụ của mẫu nước ozone hóa đạt đƣợc thấp nhất với giá trị trung bình là 0.030 ± 0.014 mg/L Giá trị này tốt hơn mangan trung bình được ghi nhận thực tế đối với mẫu nước sau lắng tại Nhà máy nước Tân Hiệp (0.040 mg/L)
Hiệu quả loại bỏ sắt tổng và mangan tổng sau keo tụ của quá trình tiền ozone hóa đạt được tương ứng là 92% và 74% (cao hơn hai quá trình còn lại) Dù vậy tiền oxy hóa bằng KMnO 4 cũng đạt được hiệu quả khử sắt tổng và mangan khá cao tương ứng là 78% và 66%
Hình 4.18 Hiệu quả giảm thiểu sắt và mangan ở thí nghiệm 2
4.3.3 Hiệu quả giảm thiểu chất hữu cơ và THMFP 4.3.3.1 So sánh các hiệu quả xử lý các chất hữu cơ trong nước:
Một trong những mục tiêu chính của thí nghiệm 2 là so sánh, đánh giá hiệu quả xử lý chất hữu cơ, là tiền chất tạo nên các DBPs trong nước, của 3 quá trình tiền oxy hóa ozone, KMnO 4 và chlorine Thành phần hữu cơ đƣợc đánh giá thông qua TOC,
Hàm lượng hữu cơ thấp của nước sau tiền oxy hóa và quá trình keo tụ sẽ hạn chế đáng kể nguy cơ hình thành các DBPs trong giai đoạn xử lý tiếp theo (giai đoạn khử trùng cuối cùng bằng clo).
Trong thí nghiệm này nước thô có DOC trung bình là 3.811 ± 0.427 mg/L, COD Mn trung bình là 6 ± 2 mg/L và UV 254 trung bình là 0.0981 ± 0.0111 cm -1 Các thông số này cho thấy mức độ ô nhiễm khá cao của hữu cơ trong nguồn nước sông Sài Gòn và đòi hỏi quy trình xử lý nước phải xử lý hiệu quả hữu cơ để giảm thiểu tiền chất
Sắt tổng Sắt 2 Mangan tổng
2.0 mg/L Ozone + PAC 2.5 mg/L Permanganate + PAC5 mg/L Chlorine + PAC
Trang 79 của DBPs hoặc phải giảm thiểu nhu cầu sử dụng chlorine trong các công đoạn xử lý để kiểm soát khả năng hình THMs do chlorine phản ứng với NOM
Hình 4.19 Hiệu quả loại bỏ DOC và UV 254 trong nước sau keo tụ của các quá trình tiền oxy hóa khác nhau (thí nghiệm 2)
Kết quả chất lượng nước sau tiền oxy hóa kết hợp với keo tụ PAC cho thấy hiệu quả xử lý tốt nhất đạt được ở mẫu nước tiền ozone hóa, với hiệu suất loại bỏ DOC đạt 38%.
Trong khi hiệu quả của quá trình tiền oxy hóa với KMnO 4 và chlorine tương ứng là 25% và 15% Điều này cho thấy tiền ozone hóa ở liều lƣợng 2.0 mg/L có hiệu quả tăng cường loại bỏ hữu cơ sau keo tụ khá tốt hơn so với tiền oxy hóa bằng KMnO 4 và tiền chlorine hóa DOC đƣợc loại bỏ có thể xảy ra theo hai cơ chế đồng thời: (1) sự khoáng hóa một lƣợng nhỏ DOC do quá trình oxy hóa trực tiếp bằng ozone và (2) hiệu quả hấp phụ của DOC lên các bông cặn hình thành trong quá trình keo tụ Tiền ozone hóa ở liều lượng 2.0 mg/L (tương ứng với tỷ lệ khoảng 0.4 mgO 3 /mgTOC, theo thí nghiệm 1.1) là điều kiện phù hợp cho cả 2 quá trình trên xảy ra Khả năng khoáng hóa
DOC của quá trình ozone hóa đã đƣợc Liu và cộng sự (2007) ghi nhận với 0.1 mg/L DOC được khoáng hóa ở liều lượng ozone 1.6 mg/L đối với nguồn nước có TOC đầu vào là 4.51 mg/L
Chỉ tiêu COD Mn trong nước sau keo tụ của cả 3 quá trình tiền oxy hóa trong thí nghiệm 2 cho kết quả gần giống nhau với hiệu quả loại bỏ khoảng 50% so với nước đầu vào thí nghiệm Do sai số phương pháp phân tích COD Mn khá lớn nên chỉ tiêu này không phản ánh tốt ảnh hưởng của quá trình tiền oxy hóa đến thành phần các chất hữu cơ trong nước Trong khi đó, UV 254 là thông số phản ánh tốt hơn sự tồn tại của các chất hữu cơ tự nhiên trong nước, đặc biệt là các chất hữu cơ mạch vòng có khả năng hấp thụ lại ánh sáng UV ở bước sóng 254nm Khi trong nước có hàm lượng các chất này càng cao thì giá trị UV 254 cũng cao tương ứng Ở thí nghiệm này, nước sau keo tụ của quá trình tiền oxy hóa bằng ozone và KMnO 4 có hiệu quả giảm thiểu UV 254 cao hơn đáng kể đối với quá trình tiền chlorine hóa hiện đang áp dụng tại Nhà máy nước Tân Hiệp
Hiệu quả loại bỏ UV 254 của nước sau keo tụ với tiền ozone hóa, KMnO 4 và chlorine hóa tương ứng là 45%, 48% và 30% UV 254 thấp cũng tương quan với tiềm năng hình thành trihalomethanes (THMs) thấp, do đó tiền ozone hóa và tiền KMnO 4 hóa có thể là lựa chọn hiệu quả để giảm thiểu sự hình thành THMs trong quá trình khử trùng bằng clo.
H iệu quả lo ại bỏ ( %)
2.0 mg/L Ozone + PAC2.5 mg/L Permanganate + PAC
Trang 80 thành sản phẩm phụ khử trùng trong nước thấp hơn Kết quả cụ thể các thông số hữu cơ của thí nghiệm 2 đƣợc trình bày trong Bảng 4.6
Bảng 4.6 Các thông số hữu cơ của nước sau keo tụ đối với các quá trình tiền oxy hóa bằng ozone, KMnO4 và chlorine
Mẫu nước DOC (mg/L) UV 254 (cm -1 ) COD Mn (mg/L)
4.3.3.2 So sánh sự hình thành THMs và khả năng giảm thiểu THMFP
THMFP (đƣợc tính bằng THM 7 – THM 0 ) là phần chênh lệch của THM trong mẫu nước được ủ 7 ngày trong điều kiện tồn tại chlorine dư từ 3 – 5 mg/L (THM7) với giá trị THM đo được ban đầu có trong nước (THM 0 ) theo hướng dẫn của “Standard methods for the examination of water and wastewater”, mục 5710B
Đánh giá hiệu quả, chi phí
Mỗi công nghệ tiền oxy hóa đều có những ƣu và nhƣợc điểm riêng liên quan đến hiệu quả xử lý, yêu cầu về chi phí và khả năng quản lý vận hành khác nhau Một đánh giá sơ bộ về hiệu quả, chi phí cũng là một trong những cơ sở quan trọng để xem xét tính khả thi và so sánh chọn lựa công nghệ tiền oxy hóa phù hợp khi triển khai áp dụng vào thực tế cho Nhà máy nước Tân Hiệp
Nghiên cứu này chỉ khảo sát hiệu quả xử lý các thành phần ô nhiễm và xác định nhu cầu các tác nhân oxy hóa phù hợp sử dụng đối với các phương án công nghệ tiền oxy hóa khác nhau đối với nguồn nước thô sông Sài Gòn Dựa vào kết quả nghiên cứu chỉ ƣớc tính đƣợc cơ bản chi phí vận hành gồm nhu cầu hóa chất sử dụng, điện năng tiêu thụ cho các phương án tiền oxy hóa ozone và KMnO 4 thay thế cho giai đoạn tiền chlorine hóa nguồn nước sông Sài Gòn Các chi phí về trang thiết bị, đầu tư xây dựng cũng nhƣ các chi phí phát sinh đối với các công đoạn xử lý sau tiền oxy hóa và keo tụ tạo bông nằm ngoài phạm vi nghiên cứu và cần đƣợc xem xét đánh giá thông qua những nghiên cứu tiếp theo ở mức độ chi tiết hơn và có số liệu vận hành thử nghiệm trên mô hình pilot để kiểm chứng
Ngoài chi phí đầu tƣ ban đầu, chi phí vận hành chủ yếu của quá trình tiền oxy hóa bằng KMnO 4 và chlorine là chi phí cho hóa chất xử lý Chi phí này đƣợc ƣớc tính trong Bảng 4.9:
Bảng 4.9 Ƣớc tính chi phí hóa chất xử lý cho quá trình tiền oxy hóa bằng KMnO 4 và quá trình tiền chlorine hóa đối với nước sông Sài Gòn
Công suất xử lý (m 3 /ngày)
Lƣợng sử dụng (kg/ngày) Đơn giá (VNĐ/kg)
Chi phí hóa chất bình quân ƣớc tính cho quá trình tiền oxy hóa bằng KMnO 4 và chlorine trên mỗi m 3 nước thô sông Sài Gòn được xử lý tương ứng là: 161.25 VND/m 3 và 56.575 VND/m 3
Liều lượng KMnO4 sử dụng trong nghiên cứu này được xác định dựa trên kết quả liều lượng xử lý tốt nhất trong thí nghiệm 1.2, cụ thể là 2,5 mg/L.
- Liều lƣợng chlorine sử dụng lấy theo số liệu thực tế lƣợng chlorine trung bình sử dụng cho giai đoạn tiền chlorine hóa của nhà máy nước Tân Hiệp là 5 mg/L
- Công suất xử lý bằng công suất tối đa của Nhà máy nước Tân Hiệp là 300.000 m 3 /ngày
- Đơn giá hóa chất KMnO4 và chlorine lấy theo đơn giá thị trường vào thời điểm tháng 06/2013 tại Việt Nam
Chi phí cho hệ thống tiền ozone hóa nguồn nước sông Sài Gòn bao gồm chi phí đầu tƣ thiết bị, chi phí xây dựng công trình bể phản ứng ozone, chi phí đầu tƣ hệ thống trang thiết bị vận hành kiểm soát và chi phí năng lƣợng vận hành của máy phát ozone
Trong đó chi phí vận hành của hệ thống tiền ozone hóa đƣợc ƣớc tính nhƣ sau:
Tên hóa chất Liều lƣợng sử dụng (g/m 3 )
Công suất xử lý (m 3 /ngày)
Khối lƣợng ozone sử dụng (kg/ngày)
Công suất máy (kg/giờ) (1) (2) (3) (4) = (2) x (3) x 10 -3 (5) = (4)/24
Chọn 3 máy phát ozone có công suất 15 kgO 3 /giờ do công ty Phương Nam Vironmentco,.Ltd cung cấp (02 máy vận hành, 01 máy dự phòng)
- Công suất tiêu thụ điện năng của máy phát ozone: 128 kWh - Lƣợng điện tiêu thụ trong 1 ngày khi vận hành đồng thời 02 máy là: 2 x 128 x
- Giá điện định mức tại nhà máy nước Tân Hiệp năm 2013: 1077.48 VNĐ/kW
- Chi phí điện năng cho quá trình tiền ozone hóa 1 m 3 nước thô sông Sài Gòn:
Nhƣ vậy, so sánh riêng về chi phí hóa chất bình quân quá trình tiền oxy hóa với KMnO 4 (161.25 VND/m 3 ) có chi phí cao hơn so với quá trình chlorine hiện hữu (56.575 VND/m 3 ) Chi phí điện năng trung bình sử dụng của quá trình ozone hóa (22.07 VNĐ/m 3 ) thấp hơn chi phí hóa chất trung bình của quá trình tiền chlorine hóa
