[37, 62, 105, 106]
Fl: Fluoranthene; Py: Pyrene; IP: Indeno[1,2,3-cd]pyrene; B[ghi]P:
Benzo[ghi]perylene
Trong nghiên cứu này, tỷ lệ giữa hàm lƣợng của Fl/(Fl + Pyrene) trong một số mẫu khảo sát >0,5 (Hình 3.4) chứng tỏ PAHs có nguồn gốc từ sự cháy các hợp chất hữu cơ. Trong khi đó, tỷ lệ giữa IP/(IP + Benzo[ghi]perylene) trong khoảng 0,18 - 0,57, chứng tỏ nguồn gốc phát thải từ sự cháy của nhiên liệu hóa thạch. Theo nghiên cứu của (Le Huu Tuyen et al., 2014)[68], hàm lƣợng của 24 hợp chất PAHs cơ bản có hàm lƣợng trung bình 2,5 mg/kg DS trong bụi đƣờng khu vực nội thành Hà Nội cao hơn 6 lần so với bụi đƣờng tại khu vực ngoại thành với hàm lƣợng 0,4 mg/kg DS. Điều này chứng tỏ sự đốt cháy nhiên liệu hóa thạch làm phát sinh PAHs tích tụ trong bụi đƣờng, theo nƣớc mƣa PAHs từ bụi đƣờng tích tụ trong bùn thải thốt nƣớc.
Tóm lại, đánh giá dựa trên tỷ lệ hàm lƣợng một số PAHs đặc trƣng cho thấy nguồn phát thải PAHs vào bùn thải sông Kim Ngƣu Hà Nội chủ yếu xuất phát từ sự cháy của nhiên liệu hóa thạch và chất hữu cơ ở nhiệt độ cao. Ngồi ra, một số mẫu có tỷ lệ Fl/(Fl + Pyrene) xung quanh 0,43 chứng tỏ nguồn thải cịn có nguồn gốc từ xăng dầu. Lƣợng phƣơng tiện giao thông với mật độ cao cộng với sự phát thải xăng dầu một cách tự do của các dịch vụ sửa chữa phƣơng tiện giao thông trong khu vực khảo sát là nguồn gốc phát thải xăng dầu vào bùn thải sông Kim Ngƣu.
3.1.3.3. Khả năng gây độc của PAHs
PAHs đƣợc khuyến cáo là các hợp chất gây ô nhiễm môi trƣờng nguy hiểm. PAHs là tác nhân gây ra ung thƣ và đột biến ở ngƣời [49, 51, 66, 75, 80, 90, 92, 95]. Hàm lƣợng cao của PAHs trong mẫu bùn thải khảo sát tại sơng Kim Ngƣu có khả năng ảnh hƣởng đến môi trƣờng và sức khỏe con ngƣời. Mức độ ảnh hƣởng của PAHs trong bùn thải sông Kim Ngƣu đƣợc đánh giá cụ thể dựa trên một số mức độ quy định trên thế giới.
0.1 1 10 100 1000
PAH concentration (mg/kg dry wt.)
PEL Consensus -based PEC H à m lư ợ ng P A Hs (m g /kg DS) 0.1 1 10 100 1000
PAH concentration (mg/kg dry wt.)
PEL Consensus -based PEC 0.1 1 10 100 1000
PAH concentration (mg/kg dry wt.)
PEL Consensus -based PEC H à m lư ợ ng P A Hs (m g /kg DS)
Hình 3.5. So sánh hàm lƣợng PAHs trong bùn thải sông Kim Ngƣu với các giá
Mức độ ảnh hƣởng (Probable Effect Levels: PELs) đƣợc quy định bởi Bộ Môi trƣờng Canada (CCME, 2002)[25], là giá trị đƣợc sử dụng để đánh giá tác động sinh học của PAHs trong trầm tích nƣớc ngọt. Với liều lƣợng vƣợt trên mức PEL các tác động tiêu cực đối với môi trƣờng sẽ xuất hiện. Tác giả (MacDonald et al., 2000)[73] cũng đã xây dựng một số giá trị áp dụng trong đó bao gồm giá trị nồng độ ảnh hƣởng (Probable Effect Concentration: PEC). Để đánh giá khả năng gây hại của ô nhiễm các hợp chất PAHs trong bùn thải.
Hầu hết hàm lƣợng của các hợp chất PAHs trong bùn thải sông Kim Ngƣu đều vƣợt quá các giới hạn PELs và PECs (Hình 3.5). Chỉ có hàm lƣợng của Fluoranthene và Pyrene ở một vài mẫu thấp hơn so với các giá trị giới hạn nêu trên. Hàm lƣợng cao các hợp chất PAHs trong bùn thải sông Kim Ngƣu là vấn đề rất đáng lo ngại khi nó có khả năng gây ra các tác động đối với sinh quyển. Tại Hà Nội, bùn thải đô thị phần lớn là bùn nạo vét hệ thống thoát nƣớc trong đó bao gồm bùn thải của sông Kim Ngƣu. Bùn thải đô thị đƣợc vận chuyển và chôn lấp tại các bãi chôn lấp chất thải của thành phố. Hàm lƣợng PAHs ô nhiễm cao có trong bùn thải đơ thị gây ảnh hƣởng xấu tới môi trƣờng xung quanh các bãi chôn lấp và gia tăng mức độ phơi nhiễm của con ngƣời đối với các hợp chất này.
Vì vậy, cần thiết phải có các nghiên cứu cụ thể hơn nữa, theo dõi sự biến đổi hàm lƣợng PAHs cũng nhƣ một số các tác nhân ô nhiễm mơi trƣờng khó phân hủy khác trong bùn thải tại sông Kim Ngƣu và các khu vực khác trong thành phố. Dựa trên các kết quả thu đƣợc phát triển phƣơng pháp xử lý giảm thiểu tác động của chúng tới môi trƣờng.
3.1.4. Đánh giá khả năng sử dụng bùn thải sông Kim Ngƣu cho cải tạo đất nông nghiệp nông nghiệp
Điều 14 trong Quy định số 91/271/EEC sửa đổi từ Quy định số 98/15/EC, có hiệu lực năm 2005 của Ủy ban xử lý nƣớc thải châu Âu đã nêu rõ “khi có đủ điều kiện cần thiết bùn thải thốt nƣớc đơ thị đƣợc phép tái chế và sử dụng” [41,
43, 44]. Quy định cũng chỉ rõ việc sử dụng bùn thải đô thị cho cải tạo đất nông nghiệp phải hợp lý, bùn thải đƣợc sử dụng phải phát huy đƣợc khả năng chống
bạc màu cho đất, tăng cƣờng độ tơi xốp và tăng năng suất cây trồng. Tuy nhiên, việc sử dụng bùn thải cho việc cải tạo đất nông nghiệp cũng vấp phải các rào cản khi hàm lƣợng các chất gây ô nhiễm quá cao trong bùn thải sẽ tích lũy trong đất, trong cây trồng, vật nuôi và theo chuỗi thức ăn ảnh hƣởng tới sức khỏe con ngƣời [96].
Đánh giá khả năng sử dụng trực tiếp bùn thải cho cải tạo đất nông nghiệp cần thiết so sánh hàm lƣợng các chất ơ nhiễm có trong bùn thải với các giá trị giới hạn cho phép. Đối với kim loại nặng, hàm lƣợng của As, Cd, Cu và Zn trong hầu hết các mẫu bùn thải khảo sát tại sông Kim Ngƣu đều vƣợt mức quy định cho phép đối với đất nông nghiệp theo quy định tại QCVN: 03/2008/BTNMT (Bảng 3.2). Đối với PAHs, tại Việt Nam hiện nay chƣa có tiêu chuẩn hay quy chuẩn nào quy định về hàm lƣợng PAHs trong đất nhƣ đối với kim loại nặng. Tại Thụy Điển năm 1996 quy định đối với 06 PAHs bao gồm: Fluoranthene, Benzo[a]-pyrene, Benzo[b] fluoranthene, Benzo[k]fluoranthene, Benzo [g,h,i]perylene và Indeno[1,2,3-cd]pyrene trong bùn thải thoát nƣớc đơ thị có thể sử dụng cải tạo đất nơng nghiệp với hàm lƣợng tối đa cho phép là 3 mg/kg DS [35]. Tại châu Âu quy định đối với 9 PAHs trong bùn thải thoát nƣớc đơ thị có thể sử dụng trong cải tạo đất nông nghiệp bao gồm: Acenaphthene, Phenanthrene, Fluorene, Fluoranthene, Pyrene, Benzo[b,j,k]fluoranthene, Benzo[a]-pyrene, Benzo[g,h, i]perylene và Indeno[1, 2, 3-cd]pyrene với hàm lƣợng tối đa cho phép là 6 mg/kg DS [58]. Hơn nữa, một số quốc gia khác còn quy định riêng đối với hàm lƣợng Benzo[a]-pyrene trong bùn thải có thể sử dụng cho nông nghiệp không vƣợt quá 1 mg/kg DS [96]. Nhƣ vậy nếu tính riêng đối với hàm lƣợng Benzo[a]-pyrene trong các mẫu bùn khảo sát tại sông Kim Ngƣu cũng vƣợt quá hàm lƣợng cho phép đối với 06 PAHs ở Thụy Điển cũng nhƣ với 09 PAHs tại châu Âu nhiều lần (Bảng 3.5).
Với sự so sánh và đánh giá nêu trên, việc sử dụng trực tiếp bùn thải sông Kim Ngƣu cho cải tạo đất nơng nghiệp là khơng khả thi. Do đó, Việt Nam cần sớm xây dựng các giới hạn cho phép đối với hàm lƣợng hợp chất PAHs trong đất nông nghiệp tạo tiền đề cho việc phát triển các phƣơng pháp xử lý nhằm hạn
chế các yếu tố gây ơ nhiễm trong bùn thải để có thể tận dụng bùn thải sau xử lý cho mục đích nơng nghiệp.
Kết luận mục 3.1
Hàm lƣợng kim loại nặng cao nhất đƣợc xác định tại điểm M3 (Cầu Minh Khai) nơi tập trung nƣớc thải của một số đơn vị sản xuất công nghiệp trong khu vực khảo sát. Hàm lƣợng kim loại nặng trong mẫu bùn thải khảo sát tại sông Kim Ngƣu thấp hơn so với hàm lƣợng kim loại nặng trong bùn thải của một số nhà máy xử lý nƣớc thải đô thị trên thế giới.
Tổng hàm lƣợng các PAHs trong mẫu bùn thải của sông Kim Ngƣu cao hơn nhiều so với bùn thải đô thị trên các khu vực khác trên thế giới. Hàm lƣợng các hợp chất có khối lƣợng phân tử lớn (5-6 vịng) chiếm ƣu thế rõ rệt trong bùn thải sơng Kim Ngƣu. Nguồn phát thải PAHs vào bùn sông Kim Ngƣu xuất phát từ sản phẩm cháy của nhiên liệu hóa thạch, than và chất hữu cơ là chủ yếu.
Một số kim loại nặng nhƣ As, Cd, Pb, Cu, Zn có hàm lƣợng vƣợt ngƣỡng cho phép áp dụng đối với đất nông nghiệp quy định tại QCVN 03/2008/BTNMT. Trong đó, hàm lƣợng Zn rất cao, vƣợt quy chuẩn áp dụng đối với đất công nghiệp. Hàm lƣợng của tổng PAHs trong tất cả các mẫu bùn khảo sát đều vƣợt xa tiêu chuẩn quy định của Thụy Điển và EU để có thể áp dụng cho cải tạo đất nông nghiệp. Hàm lƣợng PAHs của hầu hết các mẫu bùn khảo sát đều vƣợt ngƣỡng PECs (Probable Effect Concentration) và PELs (Probable Effect Levels).
3.2. Nghiên cứu xác định điều kiện thích hợp trong q trình ổn định bùn thải kết hợp rác hữu cơ bằng phƣơng pháp lên men yếm khí nóng thải kết hợp rác hữu cơ bằng phƣơng pháp lên men yếm khí nóng
Mục tiêu nghiên cứu điều kiện thích hợp trong quá trình ổn định kết hợp bằng phƣơng pháp lên men yếm khí nóng là tập trung vào xác định tỷ lệ phối trộn phù hợp giữa bùn thải sông Kim Ngƣu và rác hữu cơ.
Để thực hiện mục tiêu trên, các thơng số hóa lý nhƣ: khả năng loại bỏ COD tổng (CODt), khả năng loại bỏ tổng chất rắn (TS) và tổng chất rắn dễ bay hơi (VS), sự giảm hàm lƣợng NH4+ và tổng nitơ (TN), PO43-
(TP), hiệu suất sinh biogas và thành phần biogas đƣợc so sánh giữa các thí nghiệm với các tỷ lệ phối trộn khác nhau ở cùng điều kiện lên men yếm khí nóng (tại nhiệt độ 55oC). Sự hoạt động tốt của hệ vi sinh vật với hiệu quả ổn định cao là cơ sở xác định tỷ lệ phối trộn thích hợp giữa bùn thải và rác hữu cơ.
3.2.1. Sự thay đổi pH và độ dẫn điện (EC) theo thời gian
pH của hỗn hợp phản ứng trong quá trình phân hủy các hợp chất hữu cơ tại điều kiện lên men yếm khí có đặc trƣng riêng biệt. Phân hủy yếm khí có ngun tắc nhất định nên đƣờng biểu diễn pH trong thời gian phân hủy cũng tuân theo quy tắc nhất định. So sánh sự thay đổi pH của hỗn hợp phản ứng trong các thí nghiệm với thành phần nguyên liệu đầu vào khác nhau giúp khẳng định chắc chắn các thí nghiệm đƣợc thực hiện trong điều kiện yếm khí hồn tồn cũng nhƣ đánh giá đƣợc mức độ hoạt động hiệu quả của tập đoàn vi sinh vật.
5 5,5 6 6,5 7 7,5 8 0 10 20 30 40 50
Thời gian (ngày)
pH
TN3 (BT 30%, RHC 70%) TN2 (BT 70%, RHC 30%) TN1 (BT 100%)
Hình 3.6. Sự thay đổi pH của các thí nghiệm theo thành phần đầu vào và theo
thời gian
Hình 3.16 cho thấy sự thay đổi của giá trị pH theo thời gian ở các thí nghiệm với thành phần đầu vào khác nhau cùng tuân theo quy luật của quá trình phân hủy yếm khí các hợp chất hữu cơ. Trong khoảng thời gian 10 ngày đầu của quá trình phân hủy, pH giảm rõ rệt do sự hình thành các axít hữu cơ trong giai đoạn axít hóa của q trình phân hủy yếm khí, giá trị pH giảm thấp nhất là 6,93
trong trƣờng hợp TN1, 6,63 trong trƣờng hợp TN2 và 5,91 trong trƣờng hợp TN3. Giá trị pH giảm do sự tạo thành các VFA (axít béo bay hơi) nên với tỷ lệ hữu cơ cao hơn sẽ tăng cƣờng sự phát triển của vi sinh vật sinh axít và tạo ra lƣợng VFA lớn hơn làm cho pH giảm thấp nhất trong trƣờng hợp TN3 (RHC 70%, BT 30%) (Hình 3.6).
Tƣơng tự nhƣ đối với pH, giá trị độ dẫn điện của hỗn hợp phản ứng trong 03 thí nghiệm đều tuân theo cùng quy luật. Đƣờng biểu diễn độ dẫn điện có xu hƣớng tăng lên trong giai đoạn đầu và giảm dần trong giai đoạn ổn định của quá trình phân hủy (Hình 3.7). Hiện tƣợng này phù hợp với quy luật phân hủy yếm khí. Ban đầu, sự thủy phân hợp chất hữu cơ tạo ra các phân tử nhỏ hơn, các phần tử này làm cho độ dẫn điện của hỗn hợp tăng lên sau đó các phần tử này mất dần trong quá trình sinh biogas và làm cho giá trị độ dẫn điện giảm xuống.
2000 3000 4000 5000 6000 7000 0 10 20 30 40 50 60
Thời gian (ngày)
E C ( µ S /c m ) TN3 TN2 TN1
Hình 3.7. Sự thay đổi độ dẫn điện của các thí nghiệm theo thành phần đầu vào
và theo thời gian
Nhƣ vậy, quy luật biến đổi pH và giá trị độ dẫn điện ở 03 thí nghiệm với thành phần nguyên liệu đầu vào khác nhau phần nào đã chứng tỏ hệ thống tiến hành thí nghiệm hoạt động trong điều kiện yếm khí. Các biện giải tiếp theo về khả năng sinh biogas và thành phần biogas… sẽ khẳng định chắc chắn các thí nghiệm trên diễn ra trong điều kiện lên men yếm khí hồn tồn.
3.2.2. Khả năng loại bỏ COD tổng (CODt)
Hình 3.8 mơ tả sự thay đổi giá trị CODttheo thời gian của hỗn hợp phản ứng trong các thí nghiệm với thành phần nguyên liệu đầu vào khác. Trong khoảng thời gian 5 ngày đầu của quá trình phân hủy, CODt của hỗn hợp trong TN1, TN2, TN3 có xu hƣớng tăng lên. Thời gian giá trị CODt tăng trùng với giai đoạn thủy phân của q trình phân hủy yếm khí. Trong q trình thủy phân, các hợp chất hữu cơ khó phân hủy với khối lƣợng phân tử lớn bị cắt mạch tạo thành các hợp chất mạch ngắn hơn thuận lợi cho sự hấp thu của tập đồn vi sinh vật. Do đó làm giá trị CODt tăng trong giai đoạn thủy phân. Sau đó, giá trị CODt giảm dần trong các giai đoạn tiếp theo của q trình phân hủy yếm khí.
Tốc độ và khả năng loại bỏ CODt liên quan mật thiết với khả năng sinh biogas trong q trình phân hủy yếm khí. Thơng qua các đại lƣợng kể trên, có thể đánh giá đƣợc hoạt động của hệ vi sinh vật và qua đó đánh giá đƣợc tổng thể hoạt động của q trình phân hủy yếm khí.
0 20000 40000 60000 80000 100000 120000 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Thời gian (ngày)
C O D t ổ n g ( m g /l) TN3 TN2 TN1
Hình 3.8. Sự thay đổi giá trị CODt của các thí nghiệm theo thành phần đầu vào
và theo thời gian
Khả năng loại bỏ CODt trong q trình phân hủy yếm khí ở trƣờng hợp TN1, TN2 và TN3 lần lƣợt là 28,75%, 54,38% và 63,83% tính tới thời điểm ổn định của q trình phân hủy với mỗi thí nghiệm (Hình 3.8, Hình 3.9). Xét TN1
(BT 100%), hiệu suất loại bỏ CODt trong trƣờng hợp này đạt thấp chứng tỏ hàm lƣợng hữu cơ dễ phân hủy trong bùn thải thấp. Hơn nữa, thành phần các chất hữu cơ khó phân hủy cao làm giảm khả năng hoạt động của tập đoàn vi sinh vật. Khi hoạt động của hệ vi sinh vật kém hiệu quả dẫn đến quá trình ổn định kém hiệu quả đối với các hợp chất hữu cơ khó phân hủy cần thiết phải loại bỏ. Hiệu quả loại bỏ CODt trong trƣờng hợp TN3 đạt cao nhất với 63,83%, do đó sự hoạt động của tập đồn vi sinh vật trong trƣờng hợp, TN3 là hiệu quả nhất. Dễ nhận thấy với tỷ lệ thành phần đầu vào thích hợp TN3 diễn ra trong điều kiện tốt nhất so với trƣờng hợp TN1 và TN2. Nhƣ vậy, với tỷ lệ rác hữu cơ cao hơn và bùn thải ít hơn trong thành phần, tập đồn vi sinh vật trong TN3 ít bị ảnh hƣởng bởi các chất gây ức chế nhƣ kim loại nặng cũng nhƣ hợp chất hữu cơ độc hại có trong nguyên liệu đầu vào. Kết quả trên tƣơng đồng với nghiên cứu của (Brunn et al., 2007)[21] khi tác giả nghiên cứu tối ƣu các điều kiện trong phịng thí nghiệm áp dụng xử lý rác hữu cơ trên quy mô công nghiệp.
0 20 40 60 80 100 TN1 TN2 TN3 Lượ ng COD tổ ng bị loại bỏ (%) % Loại bỏ COD tổng
Hình 3.9. Khả năng loại bỏ CODt trong các thí nghiệm theo thành phần đầu vào
khác nhau
3.2.3. Khả năng loại bỏ tổng chất rắn và tổng chất rắn bay hơi
Sự thay đổi theo xu hƣớng giảm của giá trị tổng chất rắn (TS) và tổng chất rắn dễ bay hơi (VS) là hai thông số quan trọng để đánh giá hoạt động của quá