Với công nghệ này dịng khơng khí được đưa vào nước sơng với áp lực cao hơn do vậy khả năng hịa tan ơ xy trong nước sơng cũng tăng lên, duy trì được thời gian và quãng đường đủ dài để ơ xy có thể trao đổi nhiều hơn với nước sơng. Cơng nghệ U-Tube có thể nâng hiệu quả xâm nhập ô xy vào môi trường nước đến 95 % lượng ôxy được cấp, lưu lượng cấp ơxy có thể đạt từ 5.000 đến 40.000 lbs/ngày (tương đương từ 2,3 tấn O2/ngày đến 18,1 tấn O2/ngày) cho 1 hệ thống. Chi phí xây dựng cho hệ thống xử lý tùy theo kiểu ống chữ U được áp dụng dao động từ 500.000 USD đến 2.000.000 USD và chi phí để cung cấp 1kg O2 vào nước sông hằng năm dao động từ 0,5 USD đến 0,7 USD. [21]
Hình 1.14: Mặt cắt mơ tả hệ thống xử lý nước U-Tube trên sơng
Hình 1.15: Mặt bằng mô tả hệ thống xử lý nước U-Tube trên sông
Nguồn: Jones & Stokes, 2004 [33]
1.6 Tổng quan về năng lượng mặt trời
1.6.1 Tổng quan về năng lượng mặt trời tại Việt Nam
Việt Nam được xem là một quốc gia có tiềm năng rất lớn về năng lượng mặt trời, bức xạ mặt trời trung bình 150 kcal/m2
chiếm khoảng 2.000 – 5.000 giờ trên năm, với ước tính tiềm năng lý thuyết khoảng 43,9 tỷ TOE. Cường độ bức xạ mặt trời ở các vùng phía Bắc ước tính khoảng 4 kWh/m2
. [28]
Năng lượng mặt trời có thể được khai thác cho hai nhu cầu sử dụng: sản xuất điện và cung cấp nhiệt. Có bốn dạng cơng nghệ năng lượng mặt trời hiện đang có mặt trên thị trường Việt Nam. Đó là cơng nghệ năng lượng mặt trời quy mơ hộ gia đình, quy mơ thương mại sử dụng cho các khách sạn, nhà hàng, bệnh viện, quân đội và các trung tâm dịch vụ, cho làng mạc như đèn công cộng, âm thanh, tivi và trạm cho sạc pin. Tuy nhiên tại Việt Nam, các tấm pin quang điện (Photo-voltaic: PV)
dùng trong năng lượng mặt trời đều được nhập khẩu trong khi thành phần khác của hệ thống thì được sản xuất trong nước.
Ở Việt Nam, các ứng dụng năng lượng mặt trời đã phát triển nhanh chóng kể từ những năm 90. Một vài dự án điện mặt trời lớn ở Việt Nam như: Dự án điện mặt trời nối lưới đầu tiên ở Việt Nam trên nóc tịa nhà Bộ Cơng Thương. Dự án có cơng suất 12kWp gồm 52module x 230Wp (Hình 1.2), Trung tâm Hội nghị Quốc gia Mỹ Đình với tổng cơng suất 154KW (Hình 1.3), dự án thử nghiệm “Ứng dụng năng lượng mặt trời và năng lượng gió cung cấp điện cho quần đảo trường sa” với 4.093 tấm pin mặt trời cơng suất 220wp/tấm…
Hình 1.16: Dàn pin NLMT trên nóc nhà Bộ Cơng Thương
Hình 1.18: Dàn pin NLMT trên đảo Trường Sa
1.6.2 Ứng dụng hệ thống sục khí sử dụng pin năng lượng mặt trời tại Việt Nam
Hệ thống sục khí tại Việt Nam đang được ứng dụng cho việc xử lý ô nhiễm CHC và nuôi tôm. Áp dụng hệ thống sục khí dùng pin năng lượng mặt trời có thể đáp ứng cho nhu cầu sử dụng điện năng lớn của việc ni tơm và đem lại nhiều hiệu quả tích cực.
Theo báo cáo tham luận "Cơ hội đầu tư năng lượng tái tạo cho ngành tôm" của Tổng công ty Điện lực miền Nam (EVN SPC) tại hội nghị “Thúc đẩy đầu tư năng lượng tái tạo cho ngành tôm Việt Nam” diễn ra tại Bạc Liêu mới đây, Việt Nam được đánh giá có tiềm năng bức xạ mặt trời cao với tổng bức xạ năng lượng mặt trời (NLMT) đến bề mặt trái đất theo chiều ngang trung bình (GHI - Global Horizontal Irradiation) là 04 kWh/m2/ngày tại khu vực miền Bắc và 4,2 - 5 kWh/m2/ngày tại khu vực miền Trung, miền Nam. Ứng dụng những lợi thế đó vào một trong những ngành phát triển nhất ở khu vực Đồng bằng sông Cửu Long, EVN SPC đang nghiên cứu và triển khai hệ thống NLMT trong nuôi tôm. Hệ thống thiết bị dùng điện mặt trời chạy máy sục oxy nuôi tơm gồm 2 loại chính: Pin năng lượng mặt trời tạo điện chạy mô tơ quạt nước bề mặt ao và điện mặt trời chạy hệ thống sục oxy đáy ao. Với quạt nước bề mặt, tấm pin được lắp ngay trên phao nổi, hấp thụ nhiệt sinh điện chạy máy. Với hệ thống sục khí đáy ao, điện mặt trời được nạp vào
bình ắc quy, chạy máy thổi khí ơxy xuống đáy ao qua các ống dẫn khí, phân tán lượng oxy trong mơi trường nước.
Trong bài trình bày về ứng dụng năng lượng mặt trời thông minh trong ngành tôm trong khuôn khổ hội thảo “Thúc đẩy đầu tư năng lượng tái tạo cho ngành tôm Việt Nam”, thạc sĩ Nguyễn Vĩnh Khương, kỹ sư giải pháp trí tuệ nhân tạo đã đưa ra những lợi ích trước mắt cho hộ nuôi tơm có nhu cầu sử dụng năng lượng sạch trong sản xuất: Đáp ứng nhu cầu điện năng một phần cho hệ thống tải tiêu thụ cho các thiết bị sục khí của khu ni tơm hoạt động với hệ thống pin mặt trời, giảm nhiệt độ cho một phần ao nuôi tơm, tiết kiệm đáng kể chi phí vận hành, tăng tính ổn định, tiết kiệm nguồn năng lượng truyền thống đang ngày càng cạn kiệt, phù hợp với điều kiện thực tế tại nơi lắp đặt, thể hiện sự hiện đại của cơng trình và góp phần bảo vệ môi trường, thể hiện mục tiêu phát triển xanh - bền vững. Bên cạnh việc có thể chủ động trong việc cấp điện cho sản xuất, giảm áp lực về nguồn của ngành điện thì lượng điện dư phát lên lưới điện quốc gia ngành điện sẽ mua lại với giá quy định của Nhà nước.
CHƯƠNG 2: ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 2.1 Đối tượng nghiên cứu 2.1 Đối tượng nghiên cứu
2.1.1 Chất lượng nước sông Tô Lịch
Những năm đầu thập kỷ 90 của thế kỷ 20, sông Tô Lịch bắt đầu có hiện tượng ô nhiễm. Từ năm 1997, Cơng ty cấp thốt nước Hà Nội đã điều tra và xây dựng phương án xử lý ô nhiễm môi trường hệ thống sông Tô Lịch. Từ năm 1999 đến nay, đã có nhiều đơn vị lập đề án nghiên cứu, khảo sát, đề xuất các biện pháp “giải cứu” lưu vực sông Tô Lịch (bao gồm cả sông Sét, sông Nhuệ, sông Kim Ngưu, sông Lừ). Trong những năm từ 1999 đến 2003, Viện hoá học các hợp chất thiên nhiên đã nghiên cứu chất lượng nước hệ thống sông Nhuệ và sông Tô Lịch bằng cách tiến hành quan trắc theo từng tháng một số chỉ tiêu về DO, độ đục, NO3-
, PO43-, NH4+, Pts,… Năm 2003, sông Tô Lịch bắt đầu được nạo vét và kè hai bên bờ theo dự án thoát nước TPHN (giai đoạn 1) nên chất lượng nước sông được cải thiện một phần.
Sở Tài nguyên và Môi trường Hà Nội cũng đã tiến hành quan trắc lưu vực sông Tô Lịch vào mùa khô và mùa mưa hàng năm. Theo đó, chất lượng nước sơng ngày càng ô nhiễm nghiêm trọng. Năm 2014, cùng với đề xuất xây dựng hệ thống cống thu gom và nhà máy xử lý nước thải, Sở Tài nguyên và Môi trường đề xuất hai biện pháp giải cứu tình trạng ơ nhiễm ở sơng Tô Lịch, bao gồm: Đưa nước từ sông Hồng vào sông Tô Lịch, thông qua hệ thống hồ lắng để giảm lượng phù sa trước khi đưa nước chảy vào sông Tô Lịch tại điểm cống Nghĩa Đô (chảy dọc công viên Nghĩa Đô và đường Nguyễn Khánh Toàn). Mục tiêu đề ra là biến sông Tô Lịch thành một địa điểm du lịch hấp dẫn, người dân có thể đi dạo hai bên bờ sơng. Tuy nhiên có thể thấy là đến bây giờ mục tiêu này vẫn chưa đạt hiệu quả vì sau nhiều năm khởi xướng, các dự án XLNT đối với sông Tô Lịch và các con sông khác vẫn chưa đi vào triển khai, hàng triệu người dân hai bên bờ sông vẫn phải chịu đựng mùi hôi thối từ hàng nghìn m3
nước thải đủ loại, bốn dịng sơng thốt nước chính của Hà Nội đều đang trong tình trạng ơ nhiễm.
Bảng 2.1: Phân vùng các tiểu khu tiêu thốt nước dọc theo sơng Tơ Lịch
Đoạn sơng Diện tích
(km2) L (km) Dân số (1.000 người) Tải lượng NTSH (1.000 m3) HQV - CGI 6,64 2 202,123 35,952 CGI - TDH 2,27 2,2 60,473 10,756 TDH - NTS 7,95 2,3 290,727 51,712 NTS - CKD 0,66 1,3 178,16 3,169 CKD - CLU 0,92 1,8 246,69 4,388 CLU - DAU 0,76 1,5 205,57 3,657 DAU - DTL 8,07 2,4 170,742 30,370 Tổng 27,27 13,50 787,108 140,003
TLV sông Tô Lịch được chia nhỏ thành 9 tiểu khu tiêu thoát và được xả vào 7 đoạn sông. Tổng lưu lượng nước thải xả vào sông Tơ Lịch năm 2013 ước tính xấp xỉ 382.000 m3/ngày đêm, trong đó lượng NTSH là khoảng 140.000 m3/ngày đêm, NTSX là khoảng 236.000 m3/ngày đêm và NTBV là khoảng 6.000 m3/ngày đêm (bao gồm cả hướng thốt nước từ hạ lưu sơng Lừ). Phân vùng và đặc điểm các tiểu khu tiêu thốt nước của TLV sơng Tô Lịch theo các đoạn sông được mô tả trong bảng 2.1.
2.1.2 Phương pháp xử lý ô nhiễm chất hữu cơ bằng hợp chất chứa sắt 2.1.2.1 Cơ sở lý thuyết 2.1.2.1 Cơ sở lý thuyết
Năm 1894 trong tạp chí Hội hóa học Mỹ đã cơng bố cơng trình nghiên cứu của J.H.Fenton, trong đó ông quan sát thấy phản ứng oxy hóa axit malic bằng H2O2 đã được gia tăng mạnh khi có mặt các ion sắt. Sau đó, tổ hợp H2O2 và muối sắt Fe2+
được sử dụng làm tác nhân oxy hóa rất hiệu quả cho nhiều đối tượng rộng rãi các chất hữu cơ và được mang tên “ tác nhân Fenton” (Fenton Reagent).
Hệ tác nhân Fenton đồng thể (Fenton cổ điển) là một hỗn hợp gồm các ion sắt hóa trị 2 và H2O2, chúng tác dụng với nhau sinh ra các gốc tự do *HO, cịn Fe2+ bị oxi hóa thành Fe3+.
Fe2+ + H2O2 → Fe3+ + *HO + OH- (k = 63 l.mol-1.s-1) (1.1) Phản ứng này được gọi là phản ứng Fenton vì Fenton là người đầu tiên đã mơ tả q trình này năm 1894.
Những ion Fe2+ mất đi sẽ được tái sinh lại nhờ Fe3+ tác dụng với H2O2 dư theo phản ứng:
Fe3+ + H2O2 → Fe2+
+ H+ + *HO2. (k < 3.10-3 l.mol-1.s-1) (1.2) Từ những phản ứng trên chứng tỏ tác dụng của sắt đóng vai trị là chất xúc tác. Quá trình khử Fe3+
thành Fe2+ xảy ra rất chậm, hằng số tốc độ phản ứng rất nhỏ so với phản ứng (1.1), vì vậy sắt tồn tại sau phản ứng chủ yếu ở dạng Fe3+
.
Gốc *HO sinh ra có khả năng phản ứng với Fe2+ và H2O2, nhưng quan trọng nhất là là có khả năng phản ứng với nhiều chất hữu cơ tạo thành các gốc hữu cơ có khả năng phản ứng cao.
*HO + H2O2 → H2O + *HO2 (1.3) *HO + Fe2+ → OH- + Fe3+ (1.4) *HO + RH → H2O + *R (1.5) Gốc *R có thể oxy hóa Fe2+, khử Fe3+
hoặc dimer hóa theo những phương trình phản ứng sau:
*R + Fe2+ → Fe3+ + RH (1.6) *R + Fe3+ → Fe2+ “sản phẩm” (1.7) *R + *R → “sản phẩm” (1.8)
Gốc *HO2 có thể tác dụng với Fe2+, Fe3+ theo các phương trình phản ứng sau:
*HO2 + Fe2+ → HO2- + Fe3+ (1.9) *HO2 + Fe3+ → H+ + O2 + Fe3+ (1.10) Phương trình phản ứng Fenton tổng cộng có dạng:
Fe2+ + H2O2 + RH → Fe3+ + H2O + CO2 (1.11)
Mặc dù tác nhân Fenton đã được biết hàng thế kỷ nay và thực tế đã chứng minh là một tác nhân oxi hóa rất mạnh do sự hình thành gốc hydroxyl *HO trong quá trình phản ứng, nhưng cơ chế của quá trình Fenton cho đến nay vẫn đang còn tranh cãi và tuyệt đại đa số các nhà nghiên cứu thừa nhận sự hình thành gốc hydroxyl *HO là nguyên nhân của khả năng oxy hóa cao của tác nhân Fenton.
2.1.2.2 Các yếu tố ảnh hưởng đến khả năng xử lý của phương pháp dùng hợp chất chứa sắt
Ảnh hưởng của nồng độ sắt
Nếu khơng có sắt, sẽ khơng có sự hình thành gốc hydroxyl. Chẳng hạn như, H2O2 được thêm vào nước thải có tính phenol (nồng độ phenol không giảm vì phản ứng phá hủy phenol cần xúc tác sắt). Khi nồng độ sắt tăng, sự loại trừ phenol tăng đến điểm mà tại đó, nếu có thêm sắt vào nữa thì hiệu quả cũng khơng tăng. Khoảng liều lượng tối ưu cho xúc tác sắt thay đổi tùy theo loại nước thải và là đặc trưng của phản ứng Fenton. Liều lượng sắt cũng có thể diễn tả dưới dạng liều lượng H2O2 . Khoảng điển hình là 1 phần Fe trên 1-10 phần H2O2.
Ảnh hưởng của dạng sắt
Đối với hầu hết các ứng dụng, muối Fe2+
hay Fe3+ đều có thể dùng xúc tác phản ứng. Phản ứng bắt đầu xúc tác nhanh chóng nếu H2O2 nhiều. Tuy nhiên, nếu lượng hệ chất Fenton thấp (dưới 10-25 mg/l H2O2), các nghiên cứu cho thấy sắt II được ưa chuộng hơn. Mặt khác, muối sắt chloride hay sulfat đều có thể được sử dụng. Cũng có khả năng tái tuần hoàn sắt sau phản ứng bằng cách tăng pH, tách riêng các bông sắt và tái axit hóa bùn sắt.
Ảnh hưởng của nồng độ H2O2
Các gốc hydroxyl oxy hóa chất hữu cơ mà không phân biệt. Ví dụ về một chuỗi phản ứng :
Chất nền -> A -> B -> C -> D -> CO2
Với A, B, C, D đại diện cho các chất trung gian bị oxy hóa. Mỗi sự chuyển đổi trong chuỗi này có tốc độ phản ứng riêng, và đơi khi chất trung gian tạo ra lại là một chất ô nhiễm không mong đợi. Những chất này đòi hỏi phải đủ lượng H2O2 để
đẩy phản ứng lên trên điểm đó. Điều này có thể quan sát được khi tiền xử lý một nước thải hữu cơ phức tạp để giảm tính độc. Khi liều lượng H2O2 bắt đầu tăng dần, sự khử COD có thể xảy ra với ít hoặc khơng có sự thay đổi độc tính cho đến khi đạt một ngưỡng mà trên ngưỡng đó, việc thêm H2O2 sẽ làm giảm nhanh chóng độc tính nước thải.
Ảnh hưởng của nhiệt độ
Tốc độ phản ứng Fenton tăng cùng với sự gia tăng nhiệt độ, nhất là khi nhiệt độ nhỏ hơn 200C. Tuy nhiên, khi nhiệt độ lớn trên khoảng 40-500C, hiệu suất sử dụng của H2O2 giảm do sự phân hủy H2O2 tăng (tạo thành oxy và nước). Hầu hết các ứng dụng của phản ứng Fenton xảy ra ở nhiệt độ 20-400C. Khi xử lý chất thải ô nhiễm nặng, việc thêm H2O2 phải tiến hành tuần tự có kiểm sốt để điều chỉnh sự gia tăng nhiệt độ (nhất là khi lượng H2O2 lớn hơn 10-20g/l). Điều hòa nhiệt độ quan trọng cịn bởi lý do an tồn.
Ảnh hưởng của pH
pH tối ưu của phản ứng Fenton trong khoảng 3-6 Khi pH tăng cao trên 6, hiệu suất phản ứng sụt giảm do sự chuyển đổi của sắt từ ion sắt II thành dạng keo hydroxit sắt III. Dạng sắt III hydroxide xúc tác phân hủy H2O2 ¬thành oxy và nước mà không tạo nên gốc hydroxyl. Khi pH nhỏ hơn 3, hiệu suất phản ứng cũng sụt giảm nhưng đỡ hơn. Mặt khác, pH còn liên hệ với tiến triển của phản ứng. Ví dụ như pH nước thải ban đầu là 6. Trước tiên, pH giảm do thêm xúc tác FeSO4 . Sau đó, pH giảm nhiều hơn khi thêm H2O2, sự giảm cứ tiếp tục dần dần đến một mức
nào đó (tùy vào nồng độ xúc tác). Người ta cho là sự giảm này do quá trình phân hủy các chất hữu cơ thành axit hữu cơ. Sự thay đổi pH thường xuyên được giám sát để đảm bảo rằng phản ứng đang phát triển theo đúng tiến độ. Nếu không xảy ra sự giảm pH, điều đó có thể có nghĩa là phản ứng bị cản trở. Những dòng nước thải đậm đặc (10g/l COD) cần oxy hóa nhiều bậc và điều chỉnh lại pH sau mỗi giai đoạn để ngăn ngừa pH thấp làm cản trở phản ứng.
Ảnh hưởng của thời gian phản ứng
Thời gian cần thiết để hoàn thành một phản ứng Fenton phụ thuộc vào nhiều yếu tố trên, đáng chú ý nhất là liều lượng xúc tác và mức ô nhiễm của nước thải. Đối với sự oxy hóa phenol đơn giản (<250 mg/l), thời gian phản ứng điển hình là 30-60 phút. Đối với các dòng thải phức tạp hoặc đậm đặc hơn, phản ứng có thể mất