Kỹ thuật môi trường ( tiếng anh kèm bản dịch)

Bài tiểu luận môn công nghệ sinh học môi trường. Chủ đề 1: Đặc tính của nước thải, chỉ tiêu và phương pháp đánh giá. GVHD: TS. Nguyễn Văn Duy. Sinh viên thực hiện: Nhóm 1 : 1) Nguyễn Thị Hà 2) Nho Thị Bách 3) Phan Thị Nghi Nội dung bài dịch: 2. Các chỉ tiêu và đặc tính của nước thải 2.1. Thể tích lượng chất thải và sự thay đổi hàng ngày Nước thải được phân loại thành một trong những nhóm điển hình sau: Nước thải sinh hoạt ( chỉ được tạo ra trong hộ gia đình). Nước thải đô thị ( hỗn hợp nước thải từ hộ gia đình với những nguồn nước thải từ các ngành thương mại và công nghiệp chưa được xử lý hoặc xử lý sơ bộ ). Nước thải công nghiệp và thương nghiệp ( đã xử lý sơ bộ hoặc chưa xử lý) Bảng 2.1 đưa ra một vài số liệu thiệt hại ( trung bình) cho nước CH liên bang Đức. Bảng 2.1 Tổng nước thải và nước thải đô thị (Cộng hòa Liên bang Đức, 60 triệu người, diện tích 248.534 km2; từ Popel 1997). Tổng nước thải  100%  15.4 · 109 m3 a -1  694 L (inh. d)-1   Nước thải đô thị Nước thải công nghiệp Nước thải nông nghiệp Hệ thống thoát nước mưa trong những kênh đào  32 47 1 20  5.0 7.2 0.2 3.0  230 320 7 137   Tổng nước thải đô thị  100%  5.0 · 109 m3 d-1  230 L (inh. d)-1   Nước thải sinh hoạt Nước mưa Nước thải công nghiệp và thương nghiệp  50 14 36  2.5 0.7 1.8  115 32 83   Nước thải đô thị bao gồm 50% nước thải từ hộ gia đình. Trong một vài thành phố có thể chỉ 25%, trong các đô thị khác gần 75%. Điều này có ý nghĩa quan trọng, liên quan đến các hợp chất bổ sung từ các nhà máy nào đó, có thể không phân hủy sinh học hoặc là chất độc. Nước thải công nghiệp và thương mại được xử lý cùng với nước thải hộ gia đình và nước mưa trong các thành phố với một hệ thống ống dẫn ( nước thải và nước mưa). Đặc biệt, những nhà máy với lượng nước tiêu thụ cao phải dùng để xử lý chất ô nhiềm trong xử lý nhà máy của chúng. Đây cũng là quy định của nhiều ngành thương mại và một số ngành nông nghiệp. Một con số ngày càng tăng trong những thành phố đang phát triển, nước thải sinh hoạt và nước mưa được tập hợp riêng. Mặc dù nước mưa thường bị ô nhiễm cao bởi một vài chất hữu cơ và vô cơ ( từ nước rửa xe hơi, tai nạn ô tô, dòng chảy cao…) nhưng hầu hết chưa được xử lý đã đổ ra các con sông và kênh rạch. Những thông tin thêm về lượng nước tiêu thụ trung bình ( = nước thải sản xuất) /mỗi người dân / ngày trong các thành phố khác nhau ở châu âu và bắc mỹ (Chow và cộng sự. 1979; Poppinghaus et al. 1994; Popel 1997). Nhưng chúng ta phải cẩn thận khi so sánh dữ liệu này, vì thỉnh thoảng chúng chỉ hợp lý cho một thành phố, cho nước thải hộ sinh hoạt hay nước thải đô thị, có nước mưa hoặc không. Vì vậy chúng ta không tranh luân về các dữ liệu này ở đây. Trong khoảng 24h, lưu lượng chảy của nước thải sinh hoạt và đô thị thường thay đổi 1 trong 3-4 yếu tố, nguyên nhân là do một sự thay đổi tương ứng với lưu lượng chảy trong xử lý máy móc, vì chúng thường không có các bể chứa.Biểu đồ 2.1 cho thấy một biểu đồ đặc trưng của lưu lượng chảy so với thời gian trong 24h (Schuchardt 2005).
Giá trị nhỏ nhất trong suốt buổi tối, lớn nhất ở giữa ban ngày và buổi chiều tối cho nước thải sinh hoạt và xử lý máy móc ở thành phố. Trong những nhà máy lớn hơn như Berlin–Waßmannsdorf (~160000 m3 d -1), đặc tính của lưu lượng chảy theo thời gian bị ảnh hưởng bởi chiều dài của hệ thống kênh đào. Sự thay đổi lưu lượng chảy hàng ngày và hàng tuần được đưa ra thêm ở biểu đồ 2.2 (Schuchardt 2005).
Đặc biệt, lưu lượng nước thải công nghiệp và thương mại được công bố là liên quan đến khối lượng của sản phẩm cụ thể (trong m3 d-1; Poppinghaus và cộng sự. 1994; Henze và cộng sự. 2002). Chúng ta sẽ không quan tâm đến số liệu ở đây, tuy nhiên mục 2.4 có sự điều chỉnh thích hợp để thảo luận. 2.2. Những chất gây ô nhiễm 2.2.1. Tổng quát Sự phân loại tất cả nước thải ( sinh hoạt, đô thị, thương mại hoặc công nghiệp) theo nhóm chất gây ô nhiễm: Chất hòa tan. Chất hữu cơ. Các chất phân hủy sinh học. Các chất không phân hủy sinh học. Chất vô cơ. Chất dinh dưỡng được sử dụng một phần hoặc toàn bộ bởi vi sinh vật Ion kim loại và kim loại nặng, thường chỉ được sử dụng bởi vi sinh vật như là nguyên tố vi lượng (thường là chất độc trong sự trung cao hơn) Chất keo Các giọt nhỏ không lắng (kết tủa) của dầu và dầu mỡ Các hạt rắn vô cơ và hữu cơ nhỏ Chất rắn lơ lửng. a) Các hạt hữu cơ Vi sinh vật ( vi khuẩn, vi rút, trứng côn trùng, động vật nguyên sinh) hầu hết không kết tủa. Các chất hữu cơ khác ( còn sót lại từ các hạt trái cây, rau, thịt …) hầu hết kết tủa. b) Các hạt vô cơ Cát, đất sét, khoáng sản Các hạt vừa là vô cơ, vừa là hữu cơ. 2.2.2. Chất hòa tan 2.2.2.1. Những chất hữu cơ hòa tan. Tổng tất cả các phân tử hữu cơ hoà tan khác nhau trong nước thải sinh hoạt có thể được đặc trưng thích hợp bởi công thức phân tử trung bình C18H19O9N (Popel 1997) với trọng lượng phân tử 393 g mol-1. Nồng độ có thể được đo bởi sự oxy hóa hóa học bằng cách sử dụng potassium dichcromate . Đối với sự oxy hóa hoàn toàn, phân tử oxy cần thiết và cacbon bị oxy hóa được đo như CO2 có thể được tính từ phản ứng : C18H 19O9N + 17.5 O2 + H+ => 18 CO2 + 8 H2O + NH4+ (2.1) Đối với nước thải với 1 mol m-3 C18H19O9N ( hoặc 393 g m-3), cần 17.5 · 32 = 560 g m-3 O2 và tạo ra 18 · 12 = 216 g m-3 CO2-C. Do vậy, lượng oxy đã tiêu thụ và CO2 tạo ra có thể được sử dụng như là đặc trưng nồng độ, dẫn đến: Sth = 560 g m-3 COD ( nhu cầu oxy hóa học). Hoặc Sth = 216 g m-3 DOC (carbon hữu cơ hòa tan) Cho Sth = 393 g m-3 cơ chất . Giá trị trên lý thuyết Sth = 560 g m-3 COD có thể chỉ được đo cho một tổng số oxy hóa theo bảng Eq. (2.1). Thông thường, một phần các sản phẩm chính bị oxy hóa không thể bị oxy hóa hoàn toàn bằng cách sử dụng test tiêu chuẩn. Nếu một test nhanh chóng được sử dụng, COD được đo trong trường hợp này thấp hơn trường hợp sử dụng test tiêu chuẩn (Mục 2.3.2). Đối với giá trị trên lý thuyết, giá trị tiêu chuẩn có thể theo như sau: Sst = 0.83 · Sth = 465 g m-3 COD chỉ đưa ra một giá trị test nhanh chóng: Srt = 0.70 · Sth = 392 g m-3 COD (Ramalko 1983) Oxy được sử dụng cho sự hình thành CO2 vi sinh vật và H2O cũng như cho vi khuẩn tăng trưởng trong suốt 5 ngày (Henze et al. 2002; Table 2.1) cho nước thải trong lý thuyết này là: S = 280 g m-3 BOD5 (biochemical oxygen demand over 5 days không có sự nitrat hóa). BOD5 luôn luôn thấp hơn COD, mặc dù vi khuẩn không chỉ sử dụng oxy cho việc tạo CO2 và H2O, mà còn cho sự tăng trưởng. Chúng ta có thể quy điều này cho một vài lý do: Chỉ một phần hữu cơ trong nước thải có thể được sử dụng bởi vi khuẩn như một nguồn cacbon và năng lượng. Một vài chất có thể chỉ được sử dụng một phần. Một vài sản phẩm của quá trình chuyển hóa được thải ra. Vi khuẩn chết và sản phẩm phân giải cấu trúc, mà có thể chỉ được sử dụng một phần bởi vi khuẩn sống. Sau 5 ngày, một vài chất phân hủy sinh học vẫn còn bỏ sót, do vậy thỉnh thoảng BOD10 hoặc BOD20 được sử dụng. COD và DOC của những chất hữu cơ tinh khiết có thể được tính giống như cách hiển thị ở trên, sự đưa ra lý thuyết COD Sth. Với lại,giá trị Sst và Srt đo được thấp hơn do những nguyên nhân được đề cập ở trên. Một số dữ liệu được công bố cho lượng hóa chất thường được sử dụng trong công nghiệp hóa chất (Busse 1975; Poppinghaus và cộng sự. 1994). Tầm quan trọng thiết thực hơn là những chất hữu cơ hòa tan từ các sản phẩm điển hình của nước chế biến. Hầu như, chúng chứa đựng hàng nghìn hợp chất điển hình như nước thải sinh hoạt đã được thảo luận ở trên. Dữ liệu ở bảng 2.2 đưa ra dựa trên nồng độ chất nền S được đo như COD và BOD5trong nước chế biến từ nhà máy chế biến thực phẩm. Thường phương pháp chuẩn được sử dụng để đo COD. Bảng 2.2. Nồng độ của một số loại nước thải từ nhà máy thực phẩm (Lehr- und Handbuch der Abwassertechnik 1985). Sản phẩm  S (mg L-1COD)  S (mg L-1 BOD5)   Đường  7500  5000   Tinh bột ngô  17608  11543   Tinh bột khoai tây  7416  6333   Tinh bột mì   12344-18270   Tinh bột gạo  2192  1475   Bơ thực vật  1000-2000  500-1000   Tinh chế thực vật   5000-8000   Trái cây  300-800  25-1380   Lò mổ  2579-6650  1900   Chế biến cá   1530-2567   Hầu hết trong các trường hợp, nồng độ của COD and BOD5 cao hơn đáng kể trong các nguồn ô nhiễm từ hộ gia đình và đô thị. Vì vậy quy trình xử lý kỵ khí nước thải thường được ưu tiên. Đây cũng là một thực tế cho các nguồn ô nhiễm từ công nghiệp bia (Lehr- und Handbuch der Abwassertechnik 1985) Nước thải với tải trọng cao của những chất hữu cơ phải được xử lý riêng trong các ngành công nghiệp khác nhau như nhà máy hóa chất, tinh luyện dầu, sản xuất giấy và cellulose, công nghiệp dược (Lehr- und Handbuch der Abwassertechnik 1985). Trái ngược với lưu lượng chảy, nồng độ chất hữu cơ gần như liên tục trong khoảng 24h (Fig. 2.3).
Vì vậy, sự thay đổi tải trọng trong các nhà máy xử lý ở đô thị được xác định thích hợp bởi sự thay đổi trong lưu lượng nước .Ngược lại, sự thay đổi tải trọng từ các nhà máy có thể hoàn toàn khác nhau từ những thay đổi trong lưu lượng chảy. 2.2.2.2. Những chất vô cơ. Hầu hết các chất vô cơ quan trọng là các chất dinh dưỡng, kim loại và kim loại nặng. Chất dinh dưỡng Chú ý đặc biệt được đưa ra cho các hợp chất nito và photpho, mà tạo nên sự tăng trưởng của vi khuẩn lam và vi tảo trong các hồ, sông và biển (Dinh dưỡng tốt;xem Chương 10). Những hợp chất hòa tan chính và nồng độ của chúng trong nước thải được đưa ra trong bảng 2.3 Bảng 2.3. nội dụng cụ thể của các hợp chất nito hòa tan và photphot trong nước thải đô thị (trong mg L-1 ; Henze et al. 2002). Chất dinh dưỡng  Nồng độ  Cao  Trung bình  Thấp   Nitơ  SNH, NH3 + NH4  50  25  12    SND, organic N.  35  15  8   Phot pho  SPO4, orthophosphate  8  4  2    Sorg.P, organic  5  3  1    SPP, inorganic  10  5  3   Giá trị NH3 + NH4 hòa tan cho công nghiệp và nông nghiệp được đưa ra ở bảng 2.4 (Dombrowski et al. 1989). Nồng độ này cao hơn đáng kể so với nước thải đô thị dẫn đến quy trình xử lý khó khăn hơn và giá cao hơn. Hầu hết nồng độ photpho được quan sát thường xuyên cao hơn ở các nguồn ô nhiếm của các nhà máy phân bón, lên đến SPO4 = 50 mg L-1 P. Bảng 2.4. Nội dung cụ thể của nito (NH3-N + NH4-N) trong nước thải từ công nghiệp và nông nghiệp (Dombrowski et al. 1989). Công nghiệp  SNH (mg L-1)  Nông nghiệp  SNH (mg L-1)   Lò than  800-1000  Lò mổ thịt  80   Khí than  5-1000  Các nông trại tập trung gia súc    Nhà máy lọc dầu  23.8-752.0  Heo  2300   Phân bón  200-940  Gia súc  500-2300   Thủy tinh ( kính)  196  Phế liệu của thịt động vật  807   Gỗ và giấy  264     Các kim loại nặng. Một số kim loại nặng là nguyên tố quan trọng và cần thiết cho vi khuẩntăng trưởng, vì chúng là những hợp chất của một vài enzyme và protein khác. Tuy nhiên, nước thải đô thị và công nghiệp chứa nồng độ cao hơn. Vì vậy nồng độ của chúng phải được giới hạn bởi luật pháp, để chúng không được quá nhiều trong chuỗi thực phẩm của các loài động vật. Nồng độ khác nhau rất lớn trong cả 2 nguồn ô nhiễm ở đô thị và công nghiệp. Vì vậy, nó là vô nghĩa để công bố các giá trị khác của những khu vực ở đây. Chúng ta sẽ trở về với điểm này ở mục 2.4.2. 2.2.3. Chất keo Chất keo là các hạt nhỏ sự treo lơ lửng, hầu như trong nước. Những hạt này có thể là những hạt rắn nhỏ và giọt dầu nhỏ hoặc các chất lỏng khác không hòa tan được trong nước., những chất keo trong trường hợp thứ hai được gọi là nhũ tương. Hệ nhũ tương phổ biến trong thực tế là nhũ tương nước trong dầu ( chất béo) ( kem, bơ…). Chúng ta thường phải xử lý nhũ tương dầu trong nước hoặc những chất keo lỏng trong nước ( nước đục) như là những chất bẩn trong môi trường. Cả hai sẽ được mô tả ngắn trong mục này. 2.2.3.1. Nhũ tương dầu trong nước: Phần dầu được thêm vào nước bị ngưng tụ thành những giọt lớn, nổi lên bề mặt nước và hình thành một màng dầu. Một phần rất nhỏ các giọt dầu khác tạo thành từ một kết quả của năng lượng đầu vào (ví dụ từ một khuấy quay), không có khả năng nổi lên bề mặt vì sự cân bằng giữa các lực nổi rất thấp và khuếch tán xuống. Chúng được xem như là những phân tử lớn và chuyển động rất chậm. Nếu chúng va chạm với những giọt nhỏ khác, chúng kết hợp lại. Sau đó, đường kính của những giọt này tăng lên và làm cho nhũ tương không ổn định. Một nhũ tương ổn định được xuất hiện bởi sự hấp thụ các ion tại bề mặt. Những ion này có thể dễ dàng bị hòa tan như SO42-, HCO3-, Cl-, ..., hoặc chúng có thể kết hợp thêm với các hợp chất hóa học đặc biệt ( chất chuyển hóa thể sữa). Theo các kết quả thu được bằng các thí nghiệm với Dodecan( không tan trong nước) và các chất nhũ hóa Eumulgin ET 5 (Henkel AG). Trong một máy trộn roto-stator ở tốc độ 10000 min-1 và trong một thời gian khuấy là 60 giây, một nhũ tương ổn định được tạo ra với sự phân bố kích thước giọt được đưa ra ở biểu đồ 2.4.
Đường kính của các giọt được đo và đếm bằng cách sử dụng kính hiển vi (Cuno 1996). Trong hệ nhũ tương này gần như tất cả các giọt có đường kính khoảng 0.5 μm và 3.5 μm, với một phần trăm tối đa là 25% tại 1.5 μm. Những phần trăm mô tả số lượng giọt ở kích thước này liên quan đến tổng số giọt. Bảng 2.5 đưa ra một số nguồn ô nhiễm thuộc các ngành công nghiệp với nồng độ dầu khác nhau. Chỉ một phần của nồng độ này được đề cập là nhũ tương thực sự. Trong đó một phần bị treo lơ lửng như những giọt lớn và phần khác có thể thoát ra như một màng dầu tại bề mặt. Bảng 2.5. dầu/nước vẩn đục và nhũ tương thuộc các ngành công nghiệp (Patterson 1985). Quá trình sản xuất nước thải  Nồng độ dầu (mg L–1 COD)   Máy luyện thép  7200   Máy luyện nhôm  5000- 50000   Đúc sắt  20-716   Thuộc công nghiệp thực phẩm  3820   Chế biến cá  520-13700   Sản xuất dầu thực vật  4000-6000   Nước rửa của ngành hàng không  500-12000   Công nghệp dệt  1605-12260   Rất khó để đo được nồng độ của nhũ tương dầu. Sau sự phân ly gần như tất cả của các hạt dầu treo lơ lửng bởi sự đóng cặn( tăng lên). Dầu trong hệ nhũ tương ổn định có thể bị oxy hóa và được đo như tổng số nhu cầu oxygen ( TOD) hoặc COD cho những thời gian oxy hóa dài hơn. Nhưng nếu như có một chất hữu cơ hòa tan khác, hệ nhũ tương phải bị phân ly trước trước khi sử dụng màng nano hoặc ultrafiltration hoặc phương pháp chiết ( tách chiết trực tiếp với ete dầu hỏa: DIN 38409; Walter 1993). 2.2.3.2. Chất keo rắn trong nước Những hạt rắn nhỏ ( khoáng, bùn, chất hữu cơ, vi sinh vật ) hình thành nên các chất rắn ổn định sau khi chúng đã hút được những ion. Phụ thuộc vào nồng độ, đường kính hạt chính và sự phân phối các hạt, độ đục có thể được quan sát và được đo bằng cách sử dụng một trong hai phương pháp: turbidimetry và nephelometry. Phương pháp sau được sử dụng rộng rãi. Một chùm tia sáng được chiếu trực tiếp vào mẫu nước và ánh sáng được phân tán bởi các hạt ( hiệu ứng Tyndall) và được chuyển đổi sang một galvanometric reading. Điều này được so sánh với một chất keo tiêu chuẩn như là chất keo polymer formazine (1.25 mg L-1 hydrazine sulfate and 12.5 mg L-1 hexamethylenetetramine) và được cài đặt như 1 FTU (formazine turbidity unit- đơn vị độ đục ). Chất keo tiêu chuẩn được sử dụng vì tính ổn định và khả năng tái sản xuất của nó (Bratby 1980). Ngoài ra các hạt keo rắn trong nước, nhóm chất rắn chiếm ưu thế thì hầu hết không kết tủa. Điều này có thể được loại bỏ bằng lọc màng xốp của tổng mẫu chất rắn (kích thước lỗ: Denmark, 1.6 μm; Germany, 0.45 μm; Henze et al. 2002). Hiện nay tổng số chất rắn được chia thêm thành một định nghĩa hệ keo rắn trong nước thường được gọi là “chất rắn hòa tan” và một phần của các chất rắn lơ lửng. Chất rắn lơ lửng Thật không may, hầu hết trong các trường hợp thực tế các chất keo không được tách ra từ các chất rắn lơ lửng.Việc sử dụng một hình nón Imhoff có thứ bậc, một phép thử sản lượng sa lắng của 2 phần: a) những chất rắn đóng cặn thấp và (b) những chất rắn không đóng cặn ở trên, phần nào chứa những hạt keo. Hầu hết chỉ có những chất rắn đóng cặn được đo là X (in mL L-1) bằng cách đọc tỷ lệ hạt thấp hơn trong kênh Imhoff. Nhiều dữ liệu chính xác thu được sau khi tách thành 2 phần. Khối lượng hữu cơ và khối lượng vô cơ có thể xác định sau khi lọc, sấy, cân, đốt ở 500 °C và cân lại lượng tro. Bảng 2.6 đưa ra một số loại dữ liệu cho nước thải sinh hoạt. Bảng 2.6 Chất rắn lơ lửng như các chất hữu cơ và khoáng (Popel 1997), Q = 115 L (inh. D)–1 (Bảng 2.1; selected and partly converted data). Chất rắn  Đơn vị  Chất rắn lắng cặn  Chất rắn không lắng cặn  Tổng   Hữu cơ  g MLVSS d -1  40  20  60    g L-1MLVSS  0.350  0.175  0.525   Khoáng  g MLSS d-1  20  10  30    g L-1 MLSS  0.175  0.086  0.260   Trong nước thải đô thị và đặc biệt nước thải trong nguồn ô nhiễm từ công nghiệp, nồng độ của các chất rắn lơ lửng có thể thay đổi đáng kể từ dữ liệu trong bảng 2.6 . Để có nhiều thông tin cụ thể về các nguồn ô nhiễm từ công nghiệp khác nhau xem Poppinghaus và cộng sự.(1994). 2.3. Phương pháp đo tổng số các chất hữu cơ hòa tan. 2.3.1. Nhu cầu oxy sinh hoá Nhu cầu oxy sinh hóa ( BOD)n là lượng oxy cần thiết để vi sinh vật trong bình kín thử nghiệm trong từng khoảng thời gian của 5 ngày (BOD)5, 10 ngày (BOD)10 hay 20 ngày(BOD)20, ở nhiệt độ 20oC, pH =7- 8 và sau khi bổ sung chất dinh dưỡng. Việc bổ sung vi khuẩn phải được nhiễm vào các mẫu có chứa lượng vi khuẩn quá ít.Trong trường hợp này, nước thải và các chất gây ô nhiễm nước có thể được thêm vào nước thải đô thi sau khi lắng cặn. Các chất BOD5 được bổ sung phải được kiểm tra số lượng (Fresenius và cộng sự 1988). Phụ thuộc vào nồng độ các chất phân huỷ sinh học mà nó có thể cần thiết phải pha loãng với nước có chứa các chất dinh dưỡng khác nhau. Bốn dung dịch dinh dưỡng đặc biệt sẽ được chuẩn bị, mà có thể được sử dụng đồng thời như nước pha loãng. Các dung dịch này sẽ được bão hòa với oxy. Hai phương pháp chiếm ưu thế khác nhau được sử dụng để đo lượng ôxy cần thiết.  Lượng oxy hòa tan đã tiêu thụ được xác định bằng cách đo sự khác biệt của oxy hòa tan, hoặc đo điện cực bằng cách sử dụng một điện cực hoặc áp lực kế (Ramalko 1983; FRESENIUS và cộng sự năm 1988.) Trường hợp thứ nhất, những bình thủy tinh được quy định từ 110-130 ml hoặc 250-300 ml (có nút chai), phải được pha loãng với nước tới vạch định mức. Trường hợp thứ hai, mẫu được cho vào một cái bình có một khoảng trống cho không khí, có nắp đóng kín ngăn không khí bên ngoài. Mẫu phải được khuấy hoặc lắc trong quá trình đo để tránh bất kỳ ảnh hưởng làm thay đổi khối lượng trên mức tiêu thụ O2.  CO2 được tạo ra không bị phân hủy hoặc chuyển đổi sang HCO3-, mà được hấp thụ bởi kali hydroxit. Theo thể tích của không khí trong bình đóng kín, một lượng oxy nhất định là có giá trị, vì vậy sự pha loãng dung dich ở nồng độ cao hơn là không cần thiết. Thông thường, các phép đo BOD được thực hiện sau khi loại bỏ các hạt rắn lắng cặn trong mẫu bằng quá trình lắng. Vì vậy, việc đo lường không chỉ bao gồm các chất hữu cơ hòa tan mà còn những chất keo hữu cơ và chất rắn không lắng cặn, một số chất bị thủy phân một phần và được các vi sinh vật hiếu khí sử dụng. Ngoài ra, vi khuẩn sử dụng oxy trong hô hấp nội sinh và một số bị chết và do đó tạo ra cơ chất mới sau khi ly giải tế bào.Tuy nhiên những nhược điểm quan trọng nhất của phương pháp là thời gian đo lường dài. BOD5 là một thông số kiểm soát không phù hợp cho những nơi cần thiết phải xử lý nhanh chóng. Một số thiết bị đo BOD nhanh chóng được phát triển để cải thiện thời gian xảy ra phản ứng. The ZAW-LAB và ZAW-FIX (GIMAT) là thiết bị phân tích bán liên tục cho việc xác định mức thời gian trì hoãn. mẫu A được bão hòa với oxy và trộn với một mẫu nuôi cấy phù hợp. Tỷ lệ oxy tiêu thụ được xác định từ sự giảm nồng độ oxy hòa tan theo thời gian và được sử dụng để tính BOD5. Điều khiển sinh học từ LAR (Laser and Analytical Research GmbH)hoạt động liên tục. Hai kỳ, bốn đợt được vận hành song song. Một được cung cấp không khí, bùn hoạt tính và mẫu, và chỉ thêm không khí và bùn hoạt tính. Sau chỉ một thời gian lưu trữ từ 1-4 h, cơ chất được tiêu thụ gần như hoàn toàn, dẫn đến một lượng oxy tiêu thụ tương ứng, mà được tính từ sự khác nhau giữa hai đợt . Thời gian đo ngắn dẫn đến nhiệt độ cao từ 30-35°C và nồng độ vi khuẩn cao hơn. 2.3.2. Nhu cầu oxy hóa học. Nhu cầu oxy hóa học( COD) được định nghĩa là lượng oxy cần thiết cho quá trình oxy hóa hoàn toàn của một hợp chất hóa học có mặt trong nước. Ví dụ cho sự oxy hóa glucose(CH2O)6 , một hydrocacbon điển hình, cần 1mol O2 1 mol-1 theo phản ứng: (COH2)6 + 6 O2 6CO2 + 6 H2O (2.2) Về test COD tiêu chuẩn, mẫu cần đo được trộn với một lượng kalidicromat ( K2Cr2O7 ) đã biết khối lượng, sau đó cho thêm H2 SO4 và bạc sulfate ( Ag2SO4 ). Các chất hữu cơ bị oxh sau hơn 2h đun nóng. Sau thời gian này, nồng độ của dicromat còn lại được đo bằng cách chuẩn độ với ferroxine (Fe 2+) ( Ramalko 1983, và cộng sự năm 1988). Cr2O72- + 6 e- + 14 H+ → 2 Cr3+ + 7 H2O (2.3) Cr2O72- + 6 Fe2+ + 14 H+ → 2 Cr3+ + 6 Fe3+ + 7 H2O (2.4) Phương trình (2.3) là một phản ứng khử, do có sự cho điện tử. Quá trình oxh hoàn toàn của glucose được biểu diễn bởi phương trình: (COH2)6 + 6 H2O → 6 CO2 + 24 H+ + 24 e– (2.5) Sau khi kết hợp(2.3) và (2.5) chúng ta có: (COH2)6 + 4 Cr2O72– + 32 H+ → 6 CO2 + 8 Cr3+ + 22 H2O (2.6) Cần 4 phân tử Cr2O72– để oxh 6 nguyên tử C. Trong trường hợp đặc biệt, tất cả cacbon trong hợp chất hữu cơ có thể được coi là đã bị oxh và COD có thể được xem như là TOD(nhu cầu oxy tổng số). Thông thường, các cơ chất chỉ bị oxh 1 phần bởi K2Cr2O7 và 1 số sản phẩm các chất hữu cơ vẫn tiếp tục bị oxy hóa. Các giá trị này của COD có thể thay đổi từ 70% đến 95% so với TOD. Để giảm thời gian trong suốt quá trình xuống dưới 2h, một vài thiết bị đã được phát triển và tự động hóa. Thiết bị đo COD liên tục được tạo ra bởi the company Product Finder the standard method bao gồm trộn mẫu đã được đun nóng với K2Cr2O7 để chuyển Cr(VI) xuống Cr(III). Màu xanh tạo ra được đo bằng phép đo màu và cân bằng với nồng độ Cr(III) được tạo thành từ các chất hữu cơ đã bị oxh. Những chất oxy hóa khác được sử dụng bởi các loại thuốc nhuộm phim khác. LAR đã lợi dụng các gốc OHo để oxh các hợp chất hữu cơ ở mức cao hơn. Các gốc này được tạo ra bởi 1 điện cực, với 1 tốc độ tương đối với dòng điện và mức trước đó của quá trình oxh. Các công cụ khác sử dụng sự oxy hóa nhanh H2O2/UV bằng cách đo lượng H2O2 tiêu hao (GIMAT) hoặc lượng O3 tiêu hao trong nước (PHOENIX-1010 STIP; Isco Inc.) hoặc trong không khí (OXI-JET; UVT- Ingenieurburo fur Umwelt-und Verfahrenstech- nik). 2.3.3. Cacbon tổng số và cacbon hữu cơ hòa tan. Các chất hữu cơ có trong mẫu nước bị oxy hóa bởi (a) những tia UV (áp suất dưới đèn UV thấp) trong mẫu nước hoặc (b) sự oxy hóa hóa học trong mẫu nước hoặc (c) sự oxy hóa ở nhiệt độ cao (~950 °C) có hoặc không có chất xúc tác. Sau đó lượng CO2 có thể được đo bằng cách (a) sử dụng thiết bị phân tích độ phân tán tia hồng ngoại của CO2 đo, (b) sử dụng một máy dò ion (FID) sau khi chuyển CO2 thành CH4 bởi sự xúc tác không đồng nhất. Các mẫu thường được đo TOC (tổng số cacbon hữu cơ) sau khi lắng. DOC (cacbon hữu cơ hòa tan) sẽ được đo nếu các mẫu được tách các hạt không lắng cặn và một số chất rắn, bằng cách sử dụng bộ lọc thủy tinh hoặc máy li tâm (Fresenius et al. 1988). Trước khi lọc thì cả bộ lọc và máy li tâm phải được rửa sạch bằng nước cất. Tổng cacbon (TC) là tổng của cacbon hữu cơ và vô cơ (CO2, HCO3– ,CO32– được phân hủy trong nước). Thông thường, cả cacbon hữu cơ và vô cơ được đo sau khi mẫu được đun nóng tới 950oC(phẩn ứng ống 1, TC) và chỉ cacbon vô cơ ở 150 oC ( phản ứng ống 2, TC- TOC). Sự khác nhau giữa tổng cacbon và cacbon vô cơ là TOC nếu mẫu không được lọc và là TOD nếu mẫu được lọc (Ramalko 1983). Việc đo TOC/ DOC đã được tự động hóa và thời gian phân tích được giảm xuống đáng kể. Ở Shimadzu TOC-4110, mẫu được xúc tác oxy hóa sau khi làm nóng và CO2 được đo bằng phân tích hồng ngoại ở áp suất thấp. Bảng 2.7. Nổng độ tổng số và các thông số điển hình trong nước thải sau khi sử lý sinh học với nitrat hóa (Henze et al. 1995). Đặc điểm  Đơn vị  Xử lý nước thải     Chưa xử lý  Sau xử lý   Nhu cầu oxy sinh hóa Sau 5 ngày Sau 20 ngày(tổng số) Nhu cầu oxy hóa học Phân hủy sinh học dễ. Phân hủy sinh học chậm. Với K2Cr2O7 Với KMnO4 Tổng (900oC, xúc tác pt) Tổng cacbon hữu cơ Tại 800 oC Cacbon hữu cơ hòa tan  mg L–1 BOD5 mg L–1 BOD20 mg L–1 COD mg L–1 TOC mg L–1 DOC  280 400 60 200 180 600 800 200 160a)  25 35 5 10 30 100 230 35 15a)   Mẫu được pha loãng và chuẩn bị tự động, dẫn đến thời gian đo ngắn từ 3- 5 phút. Ở 2 giai đoạn phát triển khác, nhiệt độ đốt cháy được nâng lên đến 1150oC (TOC-/TC-Analyzer; GIMAT) hoặc lên đến hơn 1200oC (Quick TOC; LAR) mà không cần phải sử dụng một chất xúc tác nào. Trong mọi trường hợp, sự chuẩn hóa là cần thiết. Thông thường, dùng kali hydrogen- phthalate đã được giới thiệu (Fresenius và cộng sự năm 1988). Bảng 2.7 trình bày một số dữ liệu cho số nồng độ tổng trong nước thải sinh hoạt . Một số đánh giá nổi bật: BOD5 thì thấp hơn BOD20, nguyên nhân do sự nitrat hóa bắt đầu sau chỉ vài ngày và sự loại bỏ các chất phân hủy sinh học chậm (xem mục 2.3.1). COD phụ thuộc mạnh mẽ vào các phương pháp được sử dụng . sự oxy hóa tổng và chỉ có thể chuyển đổi thành CO2, H2O, NO-3 bằng cách đốt cháy ở 900°C và sử dụng một chất xúc tác hay ở ~ 1200°C mà không cần bất kỳ chất xúc tác nào. 2.4. Pháp luật 2.4.1 Lời nói đầu Các luật ở Đức liên quan đến việc xả nước thải vào hệ thống thoát nước công cộng (Ind VO 1989: Indirekteinleiterverordnung; quy định giới thiệu trực tiếp ) và vào bề mặt nước (§ nach Mindestanforderungen 7a, WHG (2002); yêu cầu tối thiểu, § 7a,thực hiện chính sách pháp luật về nguồn nước) nơi có giới hạn về mùi. Điều này sẽ được trình bày ngắn trong mục tiếp theo. Sau đó chúng tôi sẽ thảo luận các hướng dẫn của EU về kiểm soát ô nhiễm nước, nhằm hạn chế sự bốc mùi, đó là thải nước thải đã xử lý vào nguồn nước, không liên quan đến chất tải cố định hoặc nồng độ, nhưng trong nước các chất tải vẫn có thể được chấp nhận. 2.4.2. Pháp luật Đức 2.4.2.1 Các luật liên quan đến việc xả nước thải vào các cống công cộng. Phần quan trọng nhất của pháp luật là "Indirekteinleiterverordnungen der Bundesrepublik Deutschland Bundeslander der (Ind Vo 1989)", các quy định giới thiệu trực tiếp tình trạng của các tiểu bang của Cộng hòa Liên bang Đức. Tất cả các ngành công nghiệp có thải chất gây ô nhiễm vào hệ thống thoát nước công cộng vượt quá nồng độ tối thiểu hoặc vào giờ cao điểm phải báo cáo với cơ quan địa phương. Nước thải với nồng độ cao và các chất tải đến từ các nơi phải được xử lý trước khi thải ra cống công cộng. The Ind. Vo of Baden Wurttemberg (quy định về việc xử lý nước gián tiếp từ Baden Wurttemberg, Đức) đã được trình bày như là một ví dụ (Bảng 2.8). Bảng 2.8. Ngưỡng giá trị được quy định cho các vật liệu nguy hại thải vào hệ thống thoát nước công cộng (Ind. VO Baden Wurttemberg, WEKA 2005). Vật liệu hoặc nhóm vật liệu  Phương pháp phân tích  Giới hạn     Nồng độ (mg L-1)  Tải trọng ( g h-1)a)   Cl tổng Cyanide As Pb Cd Cr total Cu Ni Hg Ag Zn Halogenated hydrocarbon AOX 1,1,1-trichloroethane, trichloroethene, tetrachloroethene,  DIN 38 408-G 4-1/2, June 1984 DIN 38 405-D 13-2, Feb. 1981 DIN 38 405-D 18, Sept. 1985 DIN 38 406-E 19, July 1980 DIN 38 406-E 22, March 1988 DIN 38 406-E 22, March 1988 DIN 38 406-E 22, March 1988 DIN 38 406-E 12-3, July 1980 DIN 38 406-E 22, March 1988 Zn DIN 38 408-E 22, March 1988 DIN 38 409-H 18 Gas chromatography  0.2 0.1 0.05 0.2 0.02 0.2 0.3 0.2 0.005 0.1 0.5 0.5 0.1  4.0 2.0 1.0 8.0 0.4 8.0 12.0 6.0 0.1 6.0 20.0 10.0 2.0   a) Ngưỡng g h-1 phải được lấy từ lượng nước trong vòng 1 h. Một số vấn đề khác có thể phát sinh sau khi một nguồn nước thải công nghiệp thải vào hệ thống thoát nước công cộng. Ở đây, chỉ một số ít được đề cập: Tỷ lệ lắng cặn của một số chất rắn với mật độ thấp không đủ. Các hợp chất độc có thể làm giảm hoạt động sống của vi khuẩn. Nhiệt độ nước cao có thể là nguyên nhân làm tăng tổng nhiệt độ nước đến > 35°C và sự trao đổi chất của vi khuẩn có thể bị chậm lại hoặc ngừng lại. Sự phân lập các chất thải công nghiệp có thể gây ra sức chứa quá tải của nhà máy, thành phố, dẫn đến không dễ dàng để quy định. Trong những trường hợp này, thường tăng số lượng các bể chứa để đảm bảo quy trình xử lý của nhà máy. Các hướng dẫn đã được đưa ra với ATV-A 115. 2.4.2.2. Các luật liên quan đến việc xả nước thải vào nguồn nước. Các giá trị giới hạn này thì hợp lệ cho nguồn nước thải từ các nhà máy xử lý nước thải và hệ thống kênh đào vào các nguồn nước chính. Đương nhiên, các kênh này tập hợp nước thải đã được xử lý từ các đô thị và các nhà máy, nhưng những nguồn nước thải khác có thể bị ô nhiễm thêm bởi nông nghiệp hoặc các khu phố nhỏ. Bảng 2.9. AbwV, Phụ lục 1: municipalities. Minimum requirements after §7a, WHG(2002), Appendix 1 (kg BOD5 d-1)  (mg L-1 COD)  (mg L-1 BOD5)  (mg L-1 N)  (mg L–1 N)  (mg L–1 P)   Class 1: <60 Class 2: 60-300 Class 3: 300-600 Class 4: 600-6000 Class 5: >6000  150 110 90 90 75  40 25 20 20 15  _ _ 10 10 10  _ _ _ 18 13  _ _ _ 2 1   Table 2.10 AbwV, phụ lục 47: nước rửa cho các nhà máy điện có chứa khí nguyên liệu Yêu cầu tối thiểu(after §7a, WHG 2002)  Phụ lục 47: Các nhà máy điện   Nồng độ đặc trưng(mg L-1)  Than (mg kg-1 chloride; Cl-)  Than non ( mg kg-1 Cl- hàm lượng < 0,05 % khối lượng)  Phế liệu nội địa(mg t-1 chất thải)d)   COD Vật liệu lọc Pb Cd Cr, tổng số Cu Ni Hg Zn F  80a) 150b) 30.0 3.6 1.8 1.8 18.0 18.0 1.8 36.0 30.0  80a) 150b) 30.0 0.2c) 0.1 1.0 1.0 1.0 0.1 2.0 30.0  30 15 150 150 150 15 300   a)Sử dụng vôi tôi b)Sử dụng đá vôi c)Tải trọng trong g h-1 cho nguồn điện 300 MW. d) Không được phép thải loại nước thải này . Pháp luật này được gọi là "Rahmen-Abwasser VwV 1)) 1992 nach § 7a WHG2)) (2002)" (Khung quy chế nước thải), đã được sửa đổi thành AbwV3)) (2004). Quy định này nghiêm cấm việc pha trộn hoặc pha loãng nước thải theo giá trị giới hạn quy định. Indirekteinleiterverordnung (mục 2.4.2.1) thì ngược lại, quy định này thích hợp cho tất cả các tình trạng của các tiểu bang CHLB Đức. 1) Các quy định 2) Các chính sách pháp luật về tài nguyên nước 3) Các quy định đối với nước thải Các quy tắc đã được áp dụng tuy nhiên còn phụ thuộc vào diện tích của các đô thị (Phụ lục 1) và bao gồm 56 lĩnh vực công nghiệp (Phụ lục 2-57). Ở đây, chúng tôi chỉ muốn trình bày hai ví dụ: Phụ lục 1 (thành phố; Bảng 2.9) và phụ lục 47 (nước rửa cho các nhà máy điện có chứa khí đốt ; Bảng 2,10). Tất cả các chi tiết cần thiết liên quan đến việc thu thập, chuẩn bị và phân tích mẫu của chúng được đưa ra trong AbwV. Ngược lại với nước thải đô thị (Bảng 2.9), các chất thải của nước rửa khí nhiên liệu thường có nồng độ cao của các kim loại nặng. Theo quy định, các chất này phải được tách ra từ nước rửa. Các chất dinh dưỡng như nitơ và phốt pho cũng như các chất phân hủy sinh học (BOD5) có trong nước thải đô thị thì không được coi là chất gây ô nhiễm chính ở đây. 2.4.3. Các hướng dẫn của EU. Trong những hướng dẫn này, bốn đặc tính khác nhau của bề mặt nước được mô tả theo nồng độ, pH, nhiệt độ, màu sắc của chúng và hơn 42 đặc tính khác, nhưng không được vượt quá (AbwV; Schulz và Becker 2004). Các hướng dẫn sau đây thích hợp cho bốn mục đích khác nhau: • Sử dụng nước bề mặt để sản xuất nước uống. • Sử dụng nước bề mặt để bơi lội, tắm biển (xem Mục 12.5). • Để nuôi cá, nuôi vẹm. • Để nuôi trai. Hai loại giá trị được phân biệt: (a) I- những giá trị (bị bắt buộc = bắt buộc) và (b) G-giá trị (mà là những giá trị hướng dẫn = hướng dẫn). Ba loại nước chuẩn bị phải được phân biệt cho sản xuất nước uống: + A 1, các phương pháp vật lý đơn giản. + A 2, các phương pháp vật lý và hóa học thông thường. + A 3,các phương pháp vật lý và hóa học nâng cao. Các giá trị hướng dẫn cho sự giới hạn của khí thải được đặc trưng bởi 1 số lợi ích so với tính pháp luật, mà thích hợp cho sự giới hạn của khí thải (Rahmen-Abwasser VwV 1992): •Có hiệu quả kinh tế tốt hơn cho tất cả WWTPs, mức độ xử lý nước thải trực tiếp liên quan đến các yêu cầu chất lượng nước bề mặt đặt ra, và chi phí không cần thiết có thể tránh được. • Chất lượng nước thải đã xử lý có thể được kiểm soát theo cách để đảm bảo rằng nước bề mặt có thể được sử dụng theo kế hoạch. • Tổng số các chất ô nhiễm nước bề mặt và khả năng tự làm sạch của nó được xem xét. • Các đặc tính khác nhau của nước đã được xử lý có thể được xác định để ổn định các cân bằng sinh thái. Những khó khăn sau đây cần được xem xét: • Không đủ kinh nghiệm để được đạt được tần số lấy mẫu lúc thủy triều cao và sự cho phép để đạt các giá trị khác biệt từ các giá trị hướng dẫn. • Có nhiều vấn đề có thể xảy ra dù nước thải đã xử lý thải ra được kiểm soát, vì năng lực tiếp nhận phụ thuộc nhiều vào chất lượng của các nước tiếp nhận.