Khảo sát xử lý nước thải y tế bằng phương pháp keo tụ kết hợp quy trình fenton/ozone

AGU International Journal of Sciences – 2019, Vol. 23 (2), 81 - 95 81 KHẢO SÁT XỬ LÝ NƯỚC THẢI Y TẾ BẰNG PHƯƠNG PHÁP KEO TỤ KẾT HỢP QUY TRÌNH FENTON/OZONE Nguyễn Võ Châu Ngân1, Lê Hoàng Việt1 1Trường Đại học Cần Thơ Thông tin chung: Ngày nhận bài: 07/08/2018 Ngày nhận kết quả bình duyệt: 15/10/2018 Ngày chấp nhận đăng: 08/2019 Title: A study on health care wastewater treatment by a combination of coagulation method and Fenton/ozone process Keywords: Acting time, chemical dosage, coagulation tank, Fenton/ozone reactor, health care wastewater Từ khóa: Bể keo tụ tạo bông, liều lượng hóa chất, nước thải y tế, phản ứng Fenton/ozone, thời gian phản ứng ABSTRACT The study was aimed to explore an efficient solution to treat health care wastewater so as to meet discharge standards. In this study, health care wastewater was first treated by a coagulation - sedimentation process, then continuously treated by the Fenton/ozone reactor, and both of the reactors were tested at lab-scale models. Applied PAC as coagulation chemical with the dosage of 100 mg/L, the hydraulic retention time was 27.5 minutes, the sedimentation time was 60 minutes, the recorded treatment efficiencies of SS and COD were 61.19 ± 0.94% and 59.49 ± 0.55%. By continuously treating the wastewater by the Fenton/ ozone reactor with the acting time of 45 minutes, the dosage of Fe2+ and H2O2 were 200 mg/L and 159 mg/L, the treated wastewater reached discharge standard of QCVN 28:2010/BTNMT (A column) at all monitored parameters of pH, SS, BOD5, COD, N-NO3 -, N- NH3, P-PO4 3-, total Coliforms. The chemical and electricity costs for the treatment of health care wastewater was acceptable, and the opreration process was simple. It is therefore recommended that this health care wastewater treatment model could be applied for district hospitals. TÓM TẮT Nghiên cứu được thực hiện nhằm tìm ra giải pháp hiệu quả để xử lý nước thải y tế đạt tiêu chuẩn xả thải. Trong nghiên cứu này, nước thải y tế trước tiên được xử lý qua bể keo tụ tạo bông, tiếp theo qua bể phản ứng Fenton/ozone; cả hai mô hình xử lý đều thực hiện ở quy mô phòng thí nghiệm. Nước thải y tế khi keo tụ bằng PAC với liều lượng 100 mg/L, tổng thời gian lưu là 27,5 phút, thời gian lắng 60 phút cho hiệu suất xử lý SS và COD lần lượt là 61,19 ± 0,94% và 59,49 ± 0,55%. Tiếp theo nước thải được đưa vào bể Fenton/ozone với thời gian phản ứng 45 phút, liều lượng Fe2+ là 200 mg/L và H2O2 là 159 mg/L cho nước thải sau xử lý đạt QCVN 28:2010/BTNMT (cột A) ở các thông số pH, SS, BOD5, COD, N-NO3-, N- NH3, P-PO4 3-, tổng Coliforms. Chi phí xử lý nước thải y tế trong nghiên cứu này phù hợp, đồng thời công tác vận hành đơn giản có thể đề xuất áp dụng vào thực tế xử lý nước thải ở các bệnh viện tuyến huyện. AGU International Journal of Sciences – 2019, Vol. 23 (2), 81 - 95 82 1. GIỚI THIỆU Nước thải y tế là nước thải phát sinh từ các cơ sở y tế, bao gồm cơ sở khám bệnh - chữa bệnh, cơ sở y tế dự phòng, phòng khám, bệnh viện đa khoa - nha khoa Trong nước thải y tế, ngoài những yếu tố ô nhiễm thông thường như chất hữu cơ, dầu mỡ động - thực vật, còn có những chất bẩn khoáng và chất hữu cơ đặc thù, các vi khuẩn gây bệnh, dư lượng của chất khử trùng, thuốc kháng sinh và có thể các đồng vị phóng xạ được sử dụng trong quá trình chẩn đoán và điều trị bệnh (Lin et al., 2015; Santos et al., 2013). Nếu lượng nước thải này xả thải ra ngoài môi trường mà chưa được xử lý phù hợp sẽ gây ô nhiễm nguồn nước trầm trọng, gây mùi hôi thối, phú dưỡng hóa Do đó nước thải y tế cần được thu gom và xử lý đảm bảo đạt tiêu chuẩn xả thải theo QCVN 28:2010/BTNMT - Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về nước thải y tế. Ở nước ta nhiều cơ sở y tế chưa lựa chọn được loại hình công nghệ xử lý nước thải phù hợp, đặc biệt ở các bệnh viện tuyến huyện chưa có đủ các điều kiện để áp dụng các công nghệ xử lý nước thải hiện đại nên các hệ thống xử lý nước thải tại những cơ sở này vẫn chưa đáp ứng được quy chuẩn môi trường hiện hành (Nguyễn Thanh Hà, 2015). Theo hướng dẫn áp dụng công nghệ xử lý nước thải y tế của Bộ Y tế (2015), nước thải y tế sau khi xử lý sơ bộ qua bể điều lưu và bể lắng sơ cấp thường được tiếp tục xử lý bằng công đoạn sinh học. Tuy nhiên dư lượng kháng sinh từ nước thải y tế có thể ảnh hưởng đến mật độ vi sinh vật và làm giảm hiệu suất xử lý của công đoạn xử lý sinh học. Ngoài ra việc áp dụng quy trình xử lý sinh học cho nước thải y tế ở các bệnh viện tuyến huyện sẽ gặp khó khăn trong công tác vận hành do hệ vi sinh vật khó kiểm soát nếu không có nhân sự chuyên môn. Vì vậy một quy trình xử lý nước thải y tế với các công đoạn lý - hóa nên được ưu tiên nghiên cứu và ứng dụng. Trong xử lý nước thải, phản ứng Fenton có thể ứng dụng để chuyển hóa các thành phần ô nhiễm thành các chất không nguy hại hay thành các chất có khả năng phân hủy sinh học, dư lượng của tác nhân Fenton ít gây nguy hại cho môi trường (Lê Hoàng Việt & Nguyễn Võ Châu Ngân, 2016). Bên cạnh đó việc sử dụng ozone - một chất oxy hóa mạnh - trong xử lý nước giúp gia tăng phản ứng với các thành phần hữu cơ ô nhiễm. Các nghiên cứu của Lucas et al. (2010) và Tizaoui et al. (2007) đã xác định việc kết hợp phản ứng Fenton và công đoạn xử lý ozone - quy trình Fenton/ozone - có thể sản sinh ra ion hydroxyl và gia tăng khả năng xử lý các thành phần hữu cơ trong nước thải. Một số nghiên cứu đã thử nghiệm phản ứng Fenton hoặc quy trình Fenton/ozone xử lý nước thải y tế để loại bỏ chất ô nhiễm và tiêu diệt các mầm bệnh (Lê Hoàng Việt et al., 2018; Umadevi, 2015; Coelho et al., 2009). Tuy nhiên xử lý nước thải bằng Fenton sử dụng lượng hóa chất cao làm tăng chi phí xử lý (Trần Mạnh Trí & Trần Mạnh Trung, 2006). Trong xử lý nước, công đoạn keo tụ - tạo bông là đưa hóa chất vào nước để phá vỡ độ bền của các hạt keo và liên kết các hạt keo lại với nhau, tạo thành các cụm bông cặn lớn hơn giúp quá trình lắng tốt hơn, giảm chi phí hóa chất cho công đoạn xử lý tiếp theo. Từ những định hướng trên, quy trình xử lý nước thải y tế kết hợp công đoạn keo tụ và Fenton/ozone được nghiên cứu nhằm tìm ra giải pháp xử lý nước thải y tế có công nghệ và vận hành đơn giản, chi phí xử lý tiết kiệm phù hợp với các bệnh viện tuyến huyện. Nước thải sau xử lý đạt yêu cầu xả thải theo QCVN 28:2010/BTNMT (loại A). 2. PHƯƠNG PHÁP VÀ PHƯƠNG TIỆN NGHIÊN CỨU 2.1 Đối tượng nghiên cứu Nước thải của Bệnh viện Đa khoa huyện Châu Thành - tỉnh Hậu Giang được thu thập để thực hiện nghiên cứu này. Để xác định nồng độ một số chất ô nhiễm chủ yếu và định hướng cho các thí nghiệm, nước thải được lấy từ cống thu gom nước thải trong 3 ngày liên tiếp. Mẫu được lấy từ 7 giờ sáng đến 11 giờ trưa (thời gian diễn ra nhiều nhất các hoạt động khám chữa bệnh) theo kiểu lấy mẫu AGU International Journal of Sciences – 2019, Vol. 23 (2), 81 - 95 83 tổ hợp theo tỉ lệ lưu lượng. Nước thải dùng để vận hành các mô hình được thu thập theo kiểu lấy mẫu đơn vào lúc 9 giờ sáng hàng ngày. 2.2 Phương tiện, thiết bị thí nghiệm Nghiên cứu được thực hiện trên các mô hình bố trí tại Phòng thí nghiệm Xử lý nước - Khoa Môi trường và Tài nguyên thiên nhiên - Trường Đại học Cần Thơ. - Bộ Jartest: o Phần chứa mẫu: 6 beaker 1 L o Hệ thống khuấy trộn: gồm 6 cánh khuấy có thể điều chỉnh được vận tốc khuấy từ 10 - 200 vòng/phút. o Chức năng hẹn giờ từ 1 - 999 phút hoạt động liên tục. Mô hình bể keo tụ tạo bông kết hợp lắng: Chế tạo bằng thủy tinh dày 5 mm được bố trí hệ thống cánh khuấy với motor công suất 125 W, số vòng quay của motor là 160 vòng/phút, hệ thống sử dụng các đĩa xích và dây xích để truyền động. Mô hình gồm 2 phần kết hợp với nhau - phần bể keo tụ (gồm 3 ngăn: ngăn khuấy nhanh 1, ngăn khuấy chậm 2 và 3) và phần bể lắng cơ học theo phương ngang. Mô hình được thiết kế với lưu lượng nước thải Q = 0,4 L/phút tương ứng với thời gian lưu nước ở các ngăn của bể keo tụ lần lượt là 1,5 phút, 13 phút, 13 phút, và ở bể lắng là 60 phút. Hình 1. Mô hình bể keo tụ - lắng o Ngăn khuấy nhanh [1]: Vận tốc khuấy: 150 vòng/phút Thời gian lưu: t1 = 1,5 phút Thể tích ngăn khuấy nhanh: V1 = 0,4 L/phút × 1,5 phút = 0,6 L Chiều cao mực nước ngăn khuấy: H1 = 0,06 m Ngăn được thiết kế dạng hình vuông cạnh 0,1 m o Ngăn khuấy chậm [2, 3]: Ngăn khuấy chậm gồm 2 ngăn có kích thước và thời gian lưu bằng nhau. Vận tốc từng ngăn khuấy AGU International Journal of Sciences – 2019, Vol. 23 (2), 81 - 95 84 chậm [2, 3] lần lượt là 80 vòng/phút và 40 vòng/phút. Thời gian lưu mỗi ngăn: t2 = 13 phút Thể tích mỗi ngăn khuấy chậm: V2 = 0,4 L/phút × 13 phút = 5,2 L Chiều cao mực nước ngăn khuấy chậm: H2 = 0,2 m Ngăn được thiết kế dạng hình vuông cạnh 0,1 m Chiều rộng mỗi ngăn: B2 = 0,15 m Chiều dài mỗi ngăn: L2 = 0,175 m o Ngăn lắng [4]: Thời gian lưu trong ngăn: t3 = 1 giờ = 60 phút Thể tích: V4 = 0,4 L/phút × 60 phút = 24 L Chiều cao mực nước: H3 = 20 cm Chiều rộng ngăn: B3 = 15 cm Chiều dài ngăn: L3 = 80 cm Chiều cao mặt thoáng của bể: Ht = 10 cm Hình 2. Ảnh chụp (phải) và sơ đồ cấu tạo bể phản ứng Fenton/ozone (trái) AGU International Journal of Sciences – 2019, Vol. 23 (2), 81 - 95 85 - Mô hình bể phản ứng Fenton/ozone: gồm các bể có kích thước 0,1 m × 0,1 m × 1,5 m (dài × rộng × cao), chiều cao công tác 1,2 m. Các bể được trang bị hệ thống khuấy trộn (motor, cánh khuấy) gồm 4 cánh khuấy đồng trục và có thể thay đổi vận tốc từ 0 đến 200 vòng/phút. Ngoài ra còn có máy tạo ô-zon GENQAO FD 3000 II công suất 200 - 400 mg/giờ. Bể được vận hành theo nguyên tắc bể phản ứng theo mẻ. Các hóa chất sử dụng trong thí nghiệm bao gồm: - Phèn PAC (Poly Aluminium Chloride): công thức hóa học Aln(OH)m Cl3n-m, xuất xứ Trung Quốc, nồng độ 30%. - Phèn sắt: công thức hóa học FeSO4.7H2O, xuất xứ Trung Quốc, độ tinh khiết 99%. - Hydro peroxid: công thức hóa học H2O2, xuất xứ Trung Quốc, nồng độ 30%. Ngoài ra, nghiên cứu còn sử dụng một số thiết bị phụ trợ để vận hành các mô hình như máy thổi khí cung cấp oxy, bình Mariotte cung cấp nước thải ở lưu lượng ổn định. 2.3 Các bước tiến hành thí nghiệm 2.3.1 Thí nghiệm định hướng 1: Chọn liều lượng chất keo tụ thích hợp Để keo tụ nước thải có thể sử dụng nhiều loại phèn khác nhau, trong đó phèn PAC có thể hoạt động ở khoảng pH rộng từ 5 đến 8, tạo ra ít bùn hơn phèn nhôm sulfat khi sử dụng cùng liều lượng (Gebbie, 2011). Thêm vào đó, PAC là loại phèn phổ biến trên thị trường với giá thành chấp nhận được, vì vậy chọn PAC cho các thí nghiệm trong nghiên cứu này. Thí nghiệm định hướng được tiến hành để chọn liều lượng PAC cho thí nghiệm chính thức. Do nước thải y tế có thành phần và tính chất tương tự nước thải sinh hoạt nên thí nghiệm được thực hiện ở liều lượng PAC xung quanh giá trị 150 mg/L (Metcalf & Eddy, 1991). Gồm 2 thí nghiệm Jartest: a) Thí nghiệm định hướng xác định lượng PAC: Keo tụ nước thải y tế với các liều lượng PAC biến thiên từ 50 mg/L đến 300 mg/L, mỗi khoảng biến thiên 50 mg/L. b) Thí nghiệm chọn liều lượng PAC phù hợp: Thí nghiệm ở khoảng liều lượng xung quanh liều lượng PAC chọn được ở thí nghiệm (a), mỗi khoảng biến thiên 20 mg/L. Cả hai thí nghiệm được tiến hành trên bộ Jartest theo quy trình vận hành sau: - Đặt 6 beaker nước thải vào bộ Jartest và khởi động máy. - Châm chất keo tụ ở 6 mức liều lượng đã định trước. - Khuấy nhanh ở tốc độ 150 vòng/phút trong vòng 3 phút. - Sau đó khuấy chậm ở hai tốc độ 80 vòng/phút và 40 vòng/phút với thời gian khuấy trộn mỗi mức là 13 phút. Tắt máy khuấy để lắng 30 phút lấy phần nước trong phía trên của beaker tiến hành phân tích COD, SS, đo pH và độ đục của nước thải trước và sau xử lý ở các liều lượng phèn khác nhau. AGU International Journal of Sciences – 2019, Vol. 23 (2), 81 - 95 86 Hình 3. Sơ đồ bố trí thí nghiệm chọn liều lượng PAC thích hợp 2.3.2 Thí nghiệm định hướng 2: Xác định liều lượng H2O2 phù hợp cho Fenton/ozone Thí nghiệm này nhằm đánh giá ảnh hưởng của liều lượng H2O2 đến hiệu quả xử lý của quá trình Fenton/ozone. Thí nghiệm được tiến hành với mẫu nước thải sau keo tụ bằng PAC, thời gian phản ứng 45 phút (Lê Hoàng Việt et al., 2018), liều lượng Fe2+ là 200 mg/L với 6 mốc liều lượng H2O2 biến thiên từ 42 mg/L đến 237 mg/L, mỗi khoảng biến thiên 39 mg/L. Mẫu nước thải trước và sau xử lý được phân tích COD và tổng Coliforms. Do chỉ là thí nghiệm định hướng để kiểm tra lại liều lượng H2O2 phù hợp nên thí nghiệm tiến hành 1 lần và các chỉ tiêu theo dõi tương tự như thí nghiệm định hướng 1. 2.3.3 Thí nghiệm định hướng 3: Xác định liều lượng Fe2+ Thí nghiệm được tiến hành nhằm đánh giá ảnh hưởng của liều lượng Fe2+ đến hiệu quả xử lý của quá trình Fenton/ozone. Thời gian phản ứng 45 phút, lượng H2O2 được chọn từ thí nghiệm 2, trong khi đó lượng Fe2+ biến thiên từ 50 - 300 mg/L, tăng dần mỗi mức 50 mg/L. Do chỉ là thí nghiệm định hướng nên quy trình thực hiện và các thông số theo dõi tương tự như ở thí nghiệm định hướng 2. 2.3.4 Thí nghiệm 4: Vận hành trên mô hình keo tụ - lắng kết hợp Fenton/ozone Thí nghiệm được vận hành chính thức với liều lượng keo tụ đã tìm ra từ các thí nghiệm trên. Nước thải được đưa vào bể phản ứng Fenton/ozone và vận hành với liều lượng H2O2 và Fe2+ rút ra từ kết quả các thí nghiệm 2 và 3. Nước thải sau xử lý được thu thập và phân tích các thông số pH, DO, SS, BOD5, COD, N-NO3-, N- NH3, P-PO43-, tổng Coliforms. Do thí nghiệm chỉ thực hiện 1 lần trên mô hình thí nghiệm nên mẫu nước thải được thu thập trong 3 ngày liên tiếp để đánh giá nhằm đảm bảo tính chính xác của kết quả thực hiện (Hình 3). Nước thải y tế Đo pH, độ đục, phân tích COD, SS Phèn PAC Lấy phần nước trong đo pH, độ đục, phân tích COD Vẽ đồ thị pH, độ đục, SS, COD để so sánh và chọn mức liều lượng keo tụ thích hợp Tiến hành thí nghiệm với khoảng liều lượng PAC hẹp hơn Vẽ đồ thị pH, độ đục, SS, COD để so sánh và chọn mức liều lượng keo tụ thích hợp Lấy phần nước trong đo pH, độ đục, phân tích COD Cốc 1 50 mg/L Cốc 2 100 mg/L Cốc 3 150 mg/L Cốc 4 200 mg/L Cốc 5 250 mg/L Cốc 6 300 mg/L AGU International Journal of Sciences – 2019, Vol. 23 (2), 81 - 95 87 Hình 3. Sơ đồ xử lý nước thải bằng quá trình keo tụ - lắng kết hợp Fenton/ozone 2.4 Phương pháp và phương tiện phân tích mẫu Các thông số ô nhiễm theo dõi trong thí nghiệm bao gồm pH, SS, COD, BOD5, N-NO3-, N-NH3, P-PO43-, tổng Coliforms, thêm vào đó thông số DO được đo đạc để theo dõi việc cấp khí cho quá trình xử lý sinh học. Bảng 1. Phương pháp - phương tiện phân tích các thông số ô nhiễm Thông số Phương pháp phân tích pH, DO Đo trực tiếp bằng điện cực SS TCVN 6625:2000 (ISO 11923:1997) BOD5 SMEWW 5210 B COD TCVN 6491:1999 (ISO 6060:1989) N-NO3- EPA-353.2 N-NH3 ASTM - D1426-92 P-PO43- SMEWW:4500-P Tổng Coliforms TCVN 6187-2:1996 (ISO 9308-2:1990) Nước thải y tế đo pH, độ đục, phân tích COD, SS phèn PAC Thí nghiệm xác định liều lượng chất keo tụ làm mốc thí nghiệm đo pH, độ đục, phân tích COD, SS SS, DO, COD, BOD5, N-NO3-, N- NH3, P-PO43-, tổng Coliforms Nước sau xử lý Kết quả Thí nghiệm xác định liều lượng H2O2 và Fe2+ Kết quả Vận hành chính thức quá trình keo tụ - lắng kết hợp Fenton/ozone phân tích COD, tổng Coliforms AGU International Journal of Sciences – 2019, Vol. 23 (2), 81 - 95 88 2.5 Phương pháp xử lý số liệu Các số liệu thu thập và kết quả phân tích mẫu nước được tổng hợp và xử lý bằng phần mềm MS Excel 2007. 3. KẾT QUẢ - THẢO LUẬN 3.1 Thành phần và tính chất nước thải Theo khảo sát thực tế Bệnh viện Đa khoa huyện Châu Thành, tỉnh Hậu Giang có 9 khoa và 150 giường, nước thải có thành phần chủ yếu là nước thải sinh hoạt, phát sinh từ bệnh nhân, người nuôi bệnh, nhân viên. Nước thải được thu gom dẫn về cống dẫn nước thải tập trung. Một ngày bệnh viện xả thải khoảng 55 - 60 m3, tập trung nhiều từ 7 giờ sáng đến 11 giờ trưa là khoảng thời gian diễn ra nhiều hoạt động khám chữa bệnh của bệnh viện. Về mặt cảm quan nước thải bệnh viện có ít cặn lơ lửng, rất ít dầu mỡ, màu trắng đục và không có mùi. - Nước thải từ bệnh viện có pH dao động từ 7,03 đến 7,10 nằm trong khoảng pH trung tính phù hợp với công bố của Nguyễn Thanh Hà (2015). Nếu áp dụng biện pháp Fenton /ozone sẽ phải hạ pH  3 để tạo môi trường thích hợp (Umadevi, 2015). - Nồng độ DO thấp dao động trong khoảng 0,77 - 0,97 mg/L chứng tỏ nước thải vừa mới thải ra có chứa nhiều chất hữu cơ. - Nồng độ chất rắn lơ lửng trong nước thải dao động trong khoảng 98 - 101,47 mg/L tương đối thấp do nước thải đã chảy qua hệ thống thoát nước có nhiều hố ga lắng cặn. Tuy nhiên giá trị này cao gấp đôi so với yêu cầu xả thải của QCVN 28:2010/BTNMT. - Nồng độ COD dao động tương đối thấp trong khoảng 256,67 - 266,47 mg/L và nồng độ BOD5 trong khoảng 141,50 - 170,67 mg/L do có những ngày bệnh viện sử dụng hóa chất tẩy rửa, khử trùng. Khi đó tỉ số BOD5/COD dao động lớn từ 0,55 đến 0,64; với tỉ số BOD5/COD > 0,5 đảm bảo hiệu quả của công đoạn xử lý sinh học. - Nồng độ N-NO3- thấp dao động từ 1,23 đến 4,67 mg/L và N-NH3 cao dao động từ 12,47 đến 15,87 mg/L chứng tỏ đây là nước thải vừa mới thải ra. - Nồng độ P-PO43- tương đối cao dao động trong khoảng 10,97 - 11,13 mg/L do bệnh viện sử dụng nhiều chất giặt, tẩy trong quá trình vệ sinh và khử trùng. Tuy nhiên giá trị này đạt yêu cầu xả thải quy định theo QCVN 28:2010/BTNMT. - Tỉ lệ BOD5 : N : P là 156,08 : 17,12 : 11,05 tương đương với 100 : 10,97 : 7,08, tỉ lệ này đảm bảo dưỡng chất cho quá trình xử lý sinh học tuy nhiên giá trị phốt-pho cao sẽ tạo ra dư lượng P gây ảnh hưởng cho nguồn tiếp nhận. - Tổng Coliforms dao động trong khoảng từ 1,3×106 - 2,1×106 MPN/100 mL phù hợp với công bố của Nguyễn Xuân Nguyên & Phạm Hồng Hải (2004). Với những đặc điểm trên, nước thải thí nghiệm cần phải qua công đoạn xử lý sơ cấp trước khi đưa sang xử lý sinh học thì mới đạt quy chuẩn xả thải. Và nếu nước thải được xử lý bằng quá trình Fenton/ozone thì ban đầu phải hạ pH  3 để tạo môi trường phản ứng thích hợp. Trong nghiên cứu này H2SO4 32% được sử dụng để hạ thấp pH của nước. 3.2 Kết quả thí nghiệm chọn liều lượng chất keo tụ thích hợp 3.2.1 Thí nghiệm định hướng [a]: Xác định lượng PAC Trong thí nghiệm này PAC được chọn làm chất keo tụ với liều lượng biến thiên từ 50 đến 300 mg/L, mỗi mức liều lượng cách nhau 50 mg/L. Kết quả thí nghiệm được trình bày ở Hình 4. Nồng độ chất rắn lơ lửng SS và độ đục (đơn vị tính: NTU) giảm mạnh khi liều lượng PAC tăng từ 0 đến 100 mg/L do PAC tạo các ion Al3+ có khả năng trung hòa điện tích các hạt keo. Bên cạnh đó PAC còn hình thành kết tủa Al(OH)3 hấp phụ các hạt keo và kéo theo chất rắn lơ lửng trong nước thải lắng xuống. Sau đó nếu tiếp tục tăng liều lượng PAC thì nồng độ SS và độ đục có xu AGU International Journal of Sciences – 2019, Vol. 23 (2), 81 - 95 89 hướng tăng trở lại, điều này là do khi sử dụng chất keo tụ quá liều, lượng ion Al3+ trong nước tăng cao, các hạt keo hút nhiều các ion Al3+ sẽ tái ổn định và không lắng tốt. Tương tự SS, nồng độ COD trong nước thải có giá trị trước xử lý là 159,75 mg/L và giảm xuống mức thấp nhất 62,95 mg/L ở liều lượng PAC là 100 mg/L. COD giảm do một phần chất hữu cơ trong nước thải nằm dưới dạng SS và các hạt keo, do đó khi SS giảm sẽ làm cho COD trong nước giảm theo, ngoài ra một ít chất hữu cơ dạng hòa tan cũng có thể bị hấp phụ và lắng theo các bông cặn. Ở liều lượng PAC > 100 mg/L do các hạt keo tái ổn định trở lại, hiệu quả loại SS và hạt keo giảm dẫn đến hiệu suất loại bỏ COD cũng giảm theo. Nước thải đầu vào có pH = 7,1 thích hợp cho quá trình keo tụ của phèn PAC. Sau khi keo tụ giá trị pH giảm là do các ion nhôm trong phèn phản ứng với độ kiềm trong nước thải tạo thành Al(OH)3 kết tủa, để lại trong nước gốc a-xít có trong phèn và các ion H+ làm cho pH của nước giảm. Từ các kết quả trên, liều lượng PAC ở giá trị 100 mg/L được chọn để tiếp tục thí nghiệm. Hình 4. Nồng độ ô nhiễm trong nước thải khi xử lý ở các liều lượng PAC khác nhau AGU International Journal of Sciences – 2019, Vol. 23 (2), 81 - 95 90 3.2.2 Thí nghiệm định hướng [b]: Chọn liều lượng chất keo tụ thích hợp Thí nghiệm định hướng [a] tiến hành với khoảng liều lượng PAC biến thiên tương đối rộng. Để xác định liều lượng PAC chính xác hơn, thí nghiệm này được tiến hành với khoảng liều lượng xung quanh giá trị PAC = 100 mg/L đã chọn từ thí nghiệm định hướng [a]. Ba ngưỡng liều lượng PAC được lựa chọn để tiến hành thí nghiệm này là 80 mg/L, 100 mg/L và 120 mg/L. Hình 5. Các thông số ô nhiễm trong nước thải ở các mức liều lượng PAC khác nhau AGU International Journal of Sciences – 2019, Vol. 23 (2), 81 - 95 91 Các chỉ tiêu trong nước thải bệnh viện trước và sau xử lý cho thấy độ đục giảm từ 47 NTU xuống còn 6,3 NTU với hiệu suất xử lý 86,59%. SS ban đầu là 105,92 mg/L giảm xuống còn 39,49 mg/L với hiệu suất xử lý là 62,71%. Nồng độ COD giảm từ 325,42 mg/L xuống còn 128,57 mg/L, hiệu suất xử lý 60,49%. Khi SS giảm sẽ làm cho COD trong nước giảm theo, ngoài ra một ít chất hữu cơ dạng hòa tan cũng có thể bị hấp phụ và lắng theo các bông cặn. Ở liều lượng PAC > 100 mg/L do các hạt keo tái ổn định trở lại, hiệu quả loại SS và hạt keo giảm dẫn đến hiệu suất loại COD cũng giảm theo. Do đó mức liều lượng PAC là 100 mg/L được chọn cho quá trình keo tụ để tiến hành các thí nghiệm tiếp theo. 3.3 Kết quả thí nghiệm xác định liều lượng H2O2 Thí nghiệm này được tiến hành nhằm đánh giá ảnh hưởng của liều lượng H2O2 (theo khối lượng) đến hiệu quả xử lý của quá trình Fenton/ozone. Thí nghiệm được thực hiện ở thời gian phản ứng 45 phút, liều lượng Fe2+ là 200 mg/L, thí nghiệm được tiến hành 1 lần. Mẫu nước thải trước và sau xử lý Fenton/ozone với các liều lượng H2O2 khác nhau được thu thập và xác định nồng độ COD. Kết quả thí nghiệm được thể hiện ở Hình 6. Khi liều lượng H2O2 biến thiên từ 42 đến 120 mg/L, hiệu quả xử lý COD thấp do thiếu H2O2, ở liều lượng 159 mg/L hiệu quả xử lý COD cao nhất đạt 78,48%. Khi liều lượng H2O2 nằm trong khoảng 159 - 237 mg/L thì hiệu suất xử lý COD lại giảm xuống còn 65,63%. Nếu nồng độ ban đầu của H2O2 trong dung dịch cao sẽ tăng quá trình ô- xy hóa dẫn tới tăng nồng độ của gốc HO. đến một giá trị nhất định, khi đó H2O2 sẽ phản ứng với các gốc HO. làm giảm hiệu quả xử lý (Belgiorno et al., 2011; Al-Harbawi et al., 2013). Phương trình phản ứng khi H2O2 dư: HO. + H2O2 → .HO2 + H2O Từ kết quả trên chọn liều lượng H2O2 là 159 mg/L để tiến hành các thí nghiệm tiếp theo. Hình 6. Diễn biến nồng độ và hiệu suất xử lý COD trong nước thải bằng quá trình Fenton/ozone ở các mức liều lượng H2O2 khác nhau 3.3 Kết quả thí nghiệm xác định liều lượng Fe2+ Thí nghiệm này được tiến hành nhằm đánh giá ảnh hưởng của liều lượng Fe2+ đến hiệu quả xử lý của quá trình Fenton/ozone. Thời gian phản ứng 45 phút, liều lượng H2O2 được chọn là 159 mg/L (từ kết quả thí nghiệm 3.3), thí nghiệm được tiến hành 1 lần. AGU International Journal of Sciences – 2019, Vol. 23 (2), 81 - 95 92 Mẫu nước thải trước và sau xử lý Fenton/ozone với các liều lượng Fe2+ khác nhau được thu thập và phân tích COD. Kết quả thí nghiệm được thể hiện ở Hình 7. Khi lượng Fe2+ biến thiên từ 50 mg/L đến 200 mg/L, hiệu suất xử lý COD tăng lên rất nhanh, nhưng từ 200 mg/L đến 300 mg/L thì hiệu suất xử lý tăng chậm dần; nếu chọn liều lượng Fe2+ lớn hơn 200 mg/L thì hiệu suất xử lý cũng không tăng lên đáng kể. Khi liều lượng Fe2+ sử dụng là 200 mg/L thì hiệu quả loại bỏ COD khá cao đạt 78,1%, COD sau xử lý còn 36,41 mg/L nằm trong khoảng cho phép của QCVN 28:2010/BTNMT (cột A). Vì thế chọn liều lượng Fe2+ là 200 mg/L để tiến hành thí nghiệm tiếp theo. Hình 7. Diễn biến nồng độ và hiệu suất xử lý COD trong nước thải bằng quá trình Fenton/ozone ở các mức liều lượng Fe2+ khác nhau 3.4 Kết quả thí nghiệm xử lý bằng quá trình keo tụ kết hợp với Fenton/ozone Thí nghiệm được tiến hành trong điều kiện cố định các thông số vận hành được trình bày ở Bảng 2 và 3. AGU International Journal of Sciences – 2019, Vol. 23 (2), 81 - 95 93 Bảng 2. Các thông số vận hành bể keo tụ - lắng Thông số vận hành Giá trị Ghi chú pH 7,1 - Liều lượng phèn PAC 100 mg/L Lựa chọn từ thí nghiệm 3.2 Lưu lượng nước thải vào bể 0,4 L/phút - Lưu lượng phèn PAC châm vào bể 4 mL/phút phèn PAC được pha thành phèn 1% Bảng 3. Các thông số vận hành bể phản ứng Fenton/ozone Thông số vận hành Giá trị Ghi chú pH 3 Umadevi (2015) Thời gian phản ứng 45 phút Lê Hoàng Việt et al. (2018) Liều lượng H2O2 159 mg/L* Lựa chọn từ thí nghiệm 3.3 Liều lượng Fe2+ 200 mg/L** Lựa chọn từ thí nghiệm 3.4 *: tương đương với 0,53 mL H2O2/L nước thải (30%) **: tương đương với 1 g FeSO4.7H2O/L nước thải (độ tinh khiết 98 - 99%) Nước thải trước và sau khi xử lý qua bể keo tụ kết hợp Fenton/ozone được đo pH, sau đó phân tích các chỉ tiêu SS, BOD5, COD, N-NO3-, N-NH3, P-PO43-, tổng Coliforms. Kết quả thí nghiệm được thể hiện ở Bảng 4. Bảng 4. Nồng độ các thông số ô nhiễm trước và sau xử lý Chỉ tiêu Đơn vị Trước xử lý Sau keo tụ Sau Fenton /ô- zon QCVN 28: 2010 cột A pH - 7,06 ± 0,15 6,7 ± 0,1 (3)1 3,5 ± 0,1 (7,5)2 6,5 - 8,5 SS mg/L 101,94 ± 7,19 39,51 ± 1,85 5,31 ± 0,18 - COD mg/L 391,28 ± 80,25 158,26 ± 30,98 34,53 ± 5,75 50 BOD5 mg/L 147,72 ± 16,63 - 24,76 ± 1,81 30 N-NO3- mg/l 0,9 ± 0,17 - 0,67 ± 0,12 30 N-NH3 mg/L 16,03 ± 2,87 - 3,7 ± 0,2 5 P-PO43- mg/L 8,8 ± 1,85 - 1,05 ± 0,05 6 Tổng Coliforms MPN/ 100 mL 6,8×105 ± 7×104 - < 3 3000 Ghi chú: 1: trước khi đưa vào bể phản ứng Fenton/ozone cần 1,5 mL a-xít H2SO4 32% để điều chỉnh pH của 12 lít nước thải về pH = 3. 2: sau xử lý bằng quá trình Fenton/ozone cần 35 mL NaOH 6N để điều chỉnh pH của 12 lít nước thải lên pH = 7,5 Sau khi qua bể keo tụ - lắng pH nước thải giảm từ 7,1 ± 0,2 xuống còn 6,7 ± 0,1 là do các ion Al3+ kết hợp với gốc OH- tạo thành Al(OH)3 để lại các ion H+ và các gốc axit của phèn. Giá trị pH này chưa phù hợp để xử lý bằng quá trình Fenton/ozone nên cần điều chỉnh pH của nước thải về tương đương 3. Nước thải sau xử lý keo tụ có SS giảm từ 101,94 ± 7,19 mg/L còn 39,51 ± 1,85 mg/L là do Al(OH)3 kết tủa kéo theo chất rắn lơ lửng trong nước thải lắng xuống. Hiệu quả loại bỏ SS của mô hình keo tụ đạt xấp xỉ 61,19 ± 0,94%, phù hợp với khoảng 40 - 70% công bố bởi Metcalf & Eddy (1991). Hiệu suất loại bỏ SS của quá trình Fenton/ozone cao đạt 86,54 ± 0,55%, từ 39,51 ± 1,85 mg/L giảm còn 5,31 ± 0,18 mg/L do một phần bị oxy hóa bởi quá trình Fenton/ozone, còn lại do trong AGU International Journal of Sciences – 2019, Vol. 23 (2), 81 - 95 94 quá trình kết tủa Fe(III) kéo theo SS giảm xuống. Sau quá trình Fenton/ozone, Fe(II) được chuyển hóa thành Fe(III) kết tủa kéo theo cặn lắng xuống. Chất hữu cơ: Nồng độ COD ban đầu là 391,28 ± 80,25 mg/L, sau xử lý keo tụ giảm còn 158,26 ± 30,98 mg/L là do một phần các chất hữu cơ hòa tan bị hấp phụ, một phần chất hữu cơ là chất rắn nên trong quá trình lắng sẽ giảm các chất hữu cơ. Hiệu suất loại bỏ COD khá cao đạt 59,49 ± 0,55%. Sau xử lý Fenton/ozone nồng độ chất hữu cơ giảm do gốc HO· đã oxy hóa các chất hữu cơ. Nồng độ COD sau quá trình Fenton/ozone giảm từ 158,26 ± 30,98 mg/L xuống còn 34,53 ± 5,75 mg/L, hiệu suất loại bỏ cao đạt 78,09 ± 0,71%. Nồng độ BOD5 sau quá trình Fenton/ozone giảm từ 147,72 ± 16,63 mg/L còn 24,76 ± 3,44 mg/L với hiệu suất xử lý là 82,02 ± 1,33%. Nồng độ N-NO3- sau xử lý Fenton/ozone hầu như không thay đổi do N-NO3- là dạng oxy hóa cuối và bền của nitơ trong môi trường nước. Nồng độ N- NH3 trước xử lý keo tụ kết hợp Fenton/ozone là 16,03 ± 2,87 mg/L, sau xử lý giảm còn 3,7 ± 0,2 mg/L, hiệu suất xử lý 76,36 ± 4,77%. N-NH3 bị loại bỏ do thông qua sự oxy hóa N-NH3 bởi gốc HO. (Brito et al., 2010). Nồng độ P-PO43- trước khi xử lý là 8,8 ± 1,8 mg/L, sau khi xử lý còn lại 0,98 ± 0,10 mg/L, hiệu suất xử lý đạt 87,76 ± 2,33%. Sau khi xử lý qua phản ứng Fenton/ozone có sự xuất hiện của kết tủa Fe(III) và một phần Fe(III) phản ứng với P- PO43- tạo tủa sắt photphat (FePO4) làm cho nồng độ P-PO43- giảm đi nhiều. Công đoạn Fenton/ozone tiêu diệt hầu như hoàn toàn lượng vi sinh vật trong nước thải. Nước thải sau xử lý không phát hiện Coliform cho thấy đây là một phương pháp tốt để xử lý nước thải y tế - một loại nước thải có hàm lượng vi sinh vật gây bệnh cao. 3.5 Kết quả tính toán chi phí xử lý Trong nghiên cứu này, chi phí hóa chất và điện năng để xử lý 1 m3 nước thải y tế bằng hóa chất công nghiệp được tính toán: - Điện năng: sử dụng điện trong 45 phút cho bể Fenton/ozone tiêu hao 937,5 Wh. Với giá điện tiêu thụ của bệnh viện là 1.500 đồng/kWh, chi phí sử dụng điện là: (937,5 × 1.500) / 1.000 = 1.406 đồng - Chi phí mua PAC cho xử lý keo tụ là: 6.800 đồng/kg × 0,333 kg/m3 = 2.264,4 đồng/m3 - Chi phí mua phèn sắt FeSO4.7H2O: 2.300 đồng/kg phèn × 1 kg phèn/m3 = 2.300 đồng/m3 - Chi phí mua H2O2 70%: 11.000 đồng/kg H2O2 × 0,23 kg H2O2/m3 = 2.530 đồng/m3 - Cần dùng 0,72 kg NaOH để pha thành NaOH 6N, chi phí mua NaOH là: 9.300 đồng/kg NaOH × 0,72 kg NaOH/m3 = 6.696 đồng/m3 - H2SO4 32% cần dùng 125 mL/m3 tương đương với 0,146 kg/m3 nước thải, chi phí cần: 2.000 đồng/kg × 0,146 kg/m3 nước thải = 292 đồng/m3 → Tổng chi phí mua hóa chất và điện năng cho quá trình keo tụ kết hợp Fenton/ozone để xử lý 1 m3 nước thải y tế là 15.488 đồng. 4. KẾT LUẬN - KIẾN NGHỊ Qua các thí nghiệm khảo sát hiệu quả xử lý nước thải y tế bằng quy trình keo tụ - lắng kết hợp Fenton/ozone trên các mô hình ở phòng thí nghiệm, một số kết luận có thể rút ra như sau: - Nước thải y tế khi keo tụ bằng PAC với liều lượng 100 mg/L, tổng thời gian lưu ở bể keo tụ là 27,5 phút và thời gian lắng là 60 phút cho hiệu suất xử lý SS, COD lần lượt là 61,19 ± 0,94%, 59,49 ± 0,55%. - Nước thải sau khi keo tụ - lắng được đưa vào bể Fenton/ozone với thời gian phản ứng 45 phút, liều lượng Fe2+ là 200 mg/L và H2O2 là 159 mg/L cho nước thải sau xử lý đạt QCVN 28:2010/BTNMT (cột A) ở các thông số ô nhiễm theo dõi. - Xử lý nước thải y tế bằng quy trình keo tụ - lắng kết hợp Fenton/ozone có chi phí phù hợp, đồng thời công tác vận hành đơn giản có thể đề xuất áp dụng vào thực tế. Có thể tiến hành thêm các nghiên cứu về keo tụ nước thải y tế có sử dụng polyme làm chất trợ keo tụ để tăng hiệu quả xử lý của quá trình keo tụ, từ đó giảm chi phí hóa chất cho quy trình xử lý Fenton/ozone kế tiếp. AGU International Journal of Sciences – 2019, Vol. 23 (2), 81 - 95 95 TÀI LIỆU THAM KHẢO Al-Harbawi A. F. Q., M. H. Mohammed, N. A. Yakoob (2013). Use of Fenton's reagent for removal of organics from Ibn Al-Atheer hospital wastewater in Mosul city. Al-Rafidain Engineering 21: 127–135. Belgiorno V., V. Naddeo, L. Rizzo (2011). Water, wastewater and soil treatment by advanced oxidation processes. ASTER. Brito N. N. D., J. E. S. Paterniani, G. A. Brota, R. T. Pelegrini (2010). Ammonia removal from leachate by photochemical process using H2O2. Ambiente & Água 5(2) 51–60. Coelho A. D., C. Sans, A. Agüera, M. J. Gómez, S. Esplugas, M. Dezotti (2009). Effects of ozone pre-treatment on diclofenac: Intermediates, biodegradability and toxicity assessment. Science of the Total Environment 407: 3572–3578. Gebbie P. (2001). Using Polyaluminium Coagulants in water treatment. Proceeding of 64th Annual Water Industry Engineers and Operators’ Conference. Bendigo 5 and 6 Sep 2001. Lê Hoàng Việt, Nguyễn Lam Sơn, Huỳnh Lương Kiều Loan, Nguyễn Võ Châu Ngân (2018). Khảo sát các thông số vận hành của phản ứng Fenton/ô-zon trong xử lý nước thải y tế. Tạp chí Khoa học Đại học Thủ Dầu Một (đã chấp nhận). Lê Hoàng Việt, Nguyễn Võ Châu Ngân (2016). Giáo trình Kỹ thuật xử lý nước thải tập 2. Cần Thơ: Nhà xuất bản Đại học Cần Thơ. Lin T. H., Chow-Feng Chiang, Shaw-Tao Lin, Ching-Tsan Tsai (2015). Effects of small-size suspended solids on the emission of Escherichia coli from the aeration process of wastewater treatment. Aerosol and Air Quality Research. Lucas M. S., Peres J. A., Li Puma G. (2010). Treatment of winery wastewater by ozonebased advanced oxidation processes (O3, O3/UV and O3/UV/H2O2) in a pilot-scale bubble column reactor and process economics. Sep. Purif. Technol. 72: 235–241 Metcaff & Eddy (1991). Wastewater Engineering: Treatment, Disposal, Reuse. McGraw-Hill, Inc. Nguyễn Thanh Hà (2015). Hướng dẫn áp dụng công nghệ xử lý nước thải y tế. NXB Y học. Nguyễn Văn Phước (2007). Xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học. TP. HCM: Viện Môi trường và Tài nguyên, Đại học Quốc Gia TP. HCM. Nguyễn Xuân Nguyên, Phạm Hồng Hải (2004). Công nghệ xử lý nước thải bệnh viện. Hà Nội: NXB Khoa học và Kỹ thuật. Santos L. H. M. L. M., M. Gros, S. R. Mozaz, C. D. Matos, A. Pena, D. Barceló, M. C. B. S. M. Montenegro (2013). Contribution of hospital effluents to the load of pharmaceuticals in urban wastewaters: Identification of ecologically relevant pharmaceuticals. Science of the Total Environment (461–462) 302–316. Tizaoui C., Bouselmi L., Mansouri L., Ghrabi A. (2007). Landfill leachate treatment with ozone and ozone/hydrogen peroxide systems. J. Hazard. Mater. 140: 316–324. Trần Mạnh Trí, Trần Mạnh Trung (2005). Các quá trình oxi hóa nâng cao trong xử lý nước và nước thải - Cơ sở khoa học và ứng dụng. Hà Nội: NXB Khoa học và Kỹ thuật. Umadevi V. (2015). Fenton process - A pre treatment option for hospital waste water. International Journal of Innovation in Engineering and Technology 5: 306–312.