Luận văn Nghiên cứu sự phản Nitrate hóa đạm Amôn trong nước ở điều kiện phòng thí nghiệm

2.3.3. Khi nguồn tiếpnhận nước thải không có số liệu về lưu lượng dòng chảy của sông, suối, khe, rạch, kênh, mương thì áp dụng Kq = 0,9; hồ, ao, đầm không có số liệu về dung tích thì áp dụng Kết quả = 0,6. 2.3.4. Hệ số Kq đối với nguồn tiếp nhận nước thải là vùng nước biển ven bờ, đầm phá nước mặn và nước lợ ven biển. Vùng nước biển ven bờ dùng cho mục đích bảo vệ thuỷ sinh, thể thao v à giải trí dưới nước, đầm phá nước mặn và nước lợ ven biển áp dụng Kq = 1. Vùng nước biển ven bờ không dùng cho mục đích bảo vệ thuỷ sinh, thể thao hoặc giải trí dưới nước áp dụng Kq = 1,3.

pdf72 trang | Chia sẻ: tienthan23 | Lượt xem: 1791 | Lượt tải: 1download
Bạn đang xem trước 20 trang tài liệu Luận văn Nghiên cứu sự phản Nitrate hóa đạm Amôn trong nước ở điều kiện phòng thí nghiệm, để xem tài liệu hoàn chỉnh bạn click vào nút DOWNLOAD ở trên
oC và phân tích tại phòng thí nghiệm Chất lượng môi trường, Bộ môn Khoa học môi trường, Khoa Môi trường và Tài nguyên thiên nhiên. 34 3.3.4 Phương pháp phân tích mẫu Các chỉ tiêu vật lý: pH, EC, DO, sẽ được xác định trực tiếp bằng máy đo. Nhiệt độ được đo bằng nhiệt kế rượu. Các chỉ tiêu hoá học (COD, NO2-, NO3-, NH4+, TN, PO43-, TDP, TP) được phân tích tại phòng thí nghiệm Khoa Môi trường và Tài nguyên thiên nhiên. Bảng 3.2: Phương pháp phân tích từng chỉ tiêu Chỉ tiêu phân tích Đơn vị Phương pháp phân tích pH Máy đo Mettler – Toledo AG EC µS/cm Máy đo Thermo Orion 105 Nhiệt độ oC Nhiệt kế rượu DO mg/l YSI 556MPS COD mg/l Phương pháp Kali bicromate NO2-, NO3-, NH4+ mg/l Đo bằng máy sắc kí ion Shodex CD5 TN mg/l Standard Methods PO43-, TDP, TP mg/l Phương pháp so màu Ascorbic acid 3.3.5 Phương pháp xử lý số liệu Sử dụng phần mềm Microsoft Excel và Statgraphics. 35 CHƯƠNG 4 KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 4.1 Kết quả tạo màng biofilm cho vật liệu thí nghiệm Dựa trên kết quả của những nghiên cứu trước đây và cải tiến kỹ thuật để tạo các khối vật liệu. Các khối bê tông sau khi đã định hình và lấy ra khỏi khuôn với các đặc điểm như: kích thước của khối bê tông là 10×10×10 cm, bề mặt nhám, có độ rỗng cao làm tăng diện tích bề mặt của khối vật liệu. Theo kết quả nghiên cứu của Lê Anh Kha và Masazuki (2003), đã xác định được một số thuộc tính của khối bê tông như sau: - Kích thước (cm): 10×10×10 - Kích thước đá: 4×6 - Mật độ lỗ: 30% - Chỉ số nén (kg/cm3): 20 - Hệ số thấm (cm/sec): 3.5 Khi chưa ngâm các khối vật liệu vào dòng nước thải để tạo màng biofilm thì các khối vật liệu có bề mặt nhám, các viên đá được sắp xếp chồng lên nhau, có màu trắng và màu xanh. Các khối bê tông sau khi ngâm trong bể chứa nước thải sau khoảng thời gian từ 30 – 45 ngày thì các khối bê tông được bao phủ bởi một lớp màng làm thay đổi màu sắc khối vật liệu (từ trắng và xanh chuyển sang màu nâu đen), bề mặt khối vật liệu có độ nhớt và không nhìn rõ được sự sắp xếp của các viên đá. Hình 4.1: Khối bê tông không có màng biofilm Hình 4.2: Khối bê tông sau khi tạo màng biofilm 36 Đặc điểm của các khối bê tông là sử dụng những nguyên liệu rẻ tiền, dễ tìm, thông dụng trong xây dựng, có độ xốp và độ rỗng cao giúp tăng diện tích bề mặt tiếp xúc, bề mặt của vật liệu có độ nhám cao thích hợp làm giá thể cho vi sinh vật. Tuy nhiên, khi sử dụng các khối vật liệu này cũng có một số hạn chế như: khối lượng khối vật liệu khá nặng, chiếm nhiều diện tích, phải kiểm soát lớp màng vi sinh vật vì khi màng quá dày sẽ làm giảm hiệu quả xử lý của vật liệu và cần có biện pháp hoàn nguyên hoặc xử lý vật liệu sau khi sử dụng. 4.2 Kết quả thí nghiệm với dung dịch nước thải pha từ hóa chất có nồng độ tương đương với nước thải nhà máy chế biến thủy sản 4.2.1 Nhiệt độ Kết quả nghiên cứu cho thấy, trong suốt quá trình thí nghiệm nhiệt độ dao động từ 28.5 – 29.5oC, gần với nhiệt độ ngoài môi trường và không có sự khác biệt giữa các vị trí thu mẫu. Trong đó, vị trí đầu ra nghiệm thức 2 có giá trị cao nhất dao động trong khoảng 29 – 29.5oC, tiếp theo là ở đầu ra nghiệm thức 1 và đầu vào tại bể cấp dao động trong khoảng 28.5 – 29oC, thấp nhất là đầu vào có bổ sung cacbon và đầu vào không bổ sung cacbon đạt 28 – 28.5oC. Hình 4.3: Sự biến động nhiệt độ (oC) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất. Ghi chú: BC: đầu vào tại bể cấp; ĐVKC: đầu vào không bổ sung cacbon; ĐVCC: đầu vào sau khi bổ sung cacbon; ĐR1: đầu ra nghiệm thức 1; ĐR2: đầu ra nghiệm thức 2. 0 5 10 15 20 25 30 35 BC ĐVKC ĐVCC ĐR1 ĐR2 N hi ệt đ ộ (o C ) Vị trí thu mẫu 37 Sự chênh lệch nhiệt độ tại các vị trí thu mẫu là do ảnh hưởng của điều kiện ngoại cảnh, thời tiết. Vị trí đầu ra nghiệm thức 2 đạt giá trị cao nhất là do bể chứa nước đầu ra không được che kín, có ánh sáng mặt trời chiếu vào làm nhiệt độ tăng cao hơn các vị trí khác. Nhiệt độ ở bể cấp cao hơn các vị trí đầu vào có cấp cacbon và đầu vào không cấp cacbon là do bể cấp được đậy kín làm giảm sự thoát nhiệt ra bên ngoài môi trường. Theo Huỳnh Thị Ngọc Lưu và Nguyễn Thị Thu Vân (2007), quá trình khử nitrate hóa có thể xãy ra trong khoảng nhiệt độ rất rộng từ 0oC – 50oC trong đó khoảng tối ưu là 30oC – 35oC. Theo nghiên cứu của Phan Văn Tiến (2010), nhiệt độ dao động trong khoảng từ 26 – 31oC phù hợp cho sự phát triển của vi sinh vật khử nitrate. Theo nghiên cứu của Đoàn Thị Thúy Oanh (2005), nhiệt độ tại các điểm thu mẫu ít dao động (từ 27.0 – 27.50C) và gần với nhiệt độ ngoài môi trường thích hợp cho vi sinh vật hoạt động và phát triển tốt. Nhìn chung, kết quả thu nhận được là tương đồng với các nghiên cứu đã thực hiện trước đây, phù hợp cho vi sinh vật hoạt động và phát triển. 4.3.2 pH Hình 4.4: Sự biến động pH giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất. Ghi chú: BC: đầu vào tại bể cấp; ĐVKC: đầu vào không bổ sung cacbon; ĐVCC: đầu vào sau khi bổ sung cacbon; ĐR1: đầu ra nghiệm thức 1; ĐR2: đầu ra nghiệm thức 2. 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 BC ĐVKC ĐVCC ĐR1 ĐR2 pH Vị trí thu mẫu 38 Qua biểu đồ thể hiện sự biến động pH giữa các điểm thu mẫu cho thấy pH dao động trong khoảng từ 6.84 – 7.63. Các giá trị pH không có sự khác biệt (p>0.05) tại các vị trí bể cấp đạt 7.57 – 7.69, đầu vào có bổ sung cacbon đạt 7.56 – 7.60, đầu vào không bổ sung cacbon đạt 7.57 – 7.65, đầu ra nghiệm thức 1 đạt 7.60. Riêng vị trí đầu ra nghiệm thức 2 pH giảm và đạt giá trị thấp nhất 6.79 – 6.87. Sự khác biệt tại vị trí đầu ra nghiệm thức 2 là do lượng cacbon cung cấp vào hệ thống được đốt cháy bởi oxy trong nước để cung cấp năng lượng cho vi sinh vật hoạt động. Nitrate là chất nhận điện tử để trở thành dạng N2 thoát ra khỏi hệ thống, lượng đường bổ sung từ bên ngoài là chất cho điện tử. Saccarozo được phân cắt thành các phân tử đường đơn dạng glucose và fructose. Trong điều kiện thiếu khí xảy ra sự lên men lactic tạo thành axit lactic và axit axetic làm cho pH đầu ra giảm mạnh. Theo Trần Cẩm Vân (2002), quá trình phân giải glucoza thành axit lactic được gọi là quá trình lên men lactic. Có 2 loại lên men lactic đồng hình và dị hình. Sự lên men lactic đồng hình glucoza bị phân hủy theo con đường Embden – Mayerhof tạo thành axit pyruvic, axit pyruvic khử thành axit lactic: Quá trình lên men lactic đồng hình được thức hiện bởi nhóm vi khuẩn Lactobacterium và Streptococcus. C6H12O6 glucoza 2CH3COOH Axit pyruvic 2CH3CHOHCOOH Axit lactic NAD.H NAD+ Oxy hóa hô hấp Pyruvat Glucose Glycosis (giải phóng ra 2 ATP) 34 ATP Không O2 Ethyl alcohol + CO2 Axit lactic Lên men 39 Sự lên men lactic dị hình glucoza bị phân giải theo con đường pentozophotphat. Sản phẩm của quá trình lên men ngoài axit lactic còn có rượu etylic, axit axetic và glyxerin: Theo Huỳnh Thị Ngọc Lưu và Nguyễn Thị Thu Vân (2007), pH tối ưu các vi khuẩn tham gia vào quá trình phản nitrate hóa thường nằm trong dãi pH từ 7 – 8. Theo kết quả nghiên cứu của Đoàn Thị Thúy Oanh (2005), pH ở khoảng trung tính nghiêng về kiềm nhẹ dao động từ 7.0 - 8.3 và theo Phan Văn Tiến (2010) pH dao động từ 7.09 – 8.01 thích hợp cho vi sinh vật hoạt động. Kết quả nghiên cứu cho thấy pH tại các vị trí thu mẫu ở khoảng trung tính thích hợp cho vi sinh vật khử nitrate hoạt động. 4.3.3 EC Hình 4.5: Sự biến động độ dẫn điện (EC, µS/cm) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất. Ghi chú: BC: đầu vào tại bể cấp; ĐVKC: đầu vào không bổ sung cacbon; ĐVCC: đầu vào sau khi bổ sung cacbon; ĐR1: đầu ra nghiệm thức 1; ĐR2: đầu ra nghiệm thức 2. 0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 BC ĐVKC ĐVCC ĐR1 ĐR2 E C ( µ S/ cm ) Vị trí thu mẫu C6H12O6 Axit lactic Axit axetic glyxerin CH3CHOHCOOH + CH3COOH + CH2OHCHOHCH2OH CO2 + Q 40 Kết quả khảo sát cho thấy, EC đo được dao động trong khoảng 424 - 450 µS/cm. Giá trị EC đạt cao nhất tại bể cấp 447 – 450 µS/cm, tiếp theo là đầu vào không cấp cacbon 445 – 453 µS/cm, đầu vào có cấp cacbon 441 – 452 µS/cm, đầu ra nghiệm thức 1 là 443 – 445 µS/cm và thấp nhất là đầu ra nghiệm thức 2 là 421 – 428 µS/cm. Theo Ngô Ngọc Hưng (2000), độ dẫn điện phản ánh nồng độ ion hoặc chất vô cơ hòa tan, các muối hòa tan trong dung dịch tồn tại ở dạng ion và làm cho dung dịch có khả năng dẫn điện, độ dẫn điện càng cao chứng tỏ nồng độ ion càng lớn. Các vị trí thu mẫu tại bể cấp, đầu vào không bổ sung cacbon, đầu vào có bổ sung cacbon, đầu ra nghiệm thức 1 dao động không lớn và khác biệt không có ý nghĩa thống kê (p>0.05), chứng tỏ không có sự thay đổi lớn về nồng độ các ion qua các vị trí thu mẫu của hệ thống và không có sự chuyển biến ion từ dang này sang dạng khác. Giá trị EC ở đầu ra nghiệm thức 2 giảm và khác biệt có ý nghĩa (p<0.05) so với các vị trí thu mẫu đầu vào và đầu ra nghiệm thức 1 chứng tỏ có sự chuyển biến ion từ dạng này sang dạng khác. Hệ thống sử dụng các khối bê tông có màng biofilm nên lượng ion NO3- đã được hệ vi sinh vật khử nitrate sử dụng cho quá trình hô hấp trả về N2 tự do thoát ra khỏi hệ thống làm giảm EC trong dung dịch nước thải đầu ra. Bên cạnh đó hệ thống được cung cấp thêm nguồn cacbon là đường saccarozo từ bên ngoài khi vào hệ thống được phân cắt thành các dạng ion dẫn điện trả lại lượng ion mất đi do quá trình khử nitrate nên EC trong nước thải đầu ra giảm khoảng 6%. Theo kết quả nghiên cứu của Phan Văn Tiến (2010), EC đo dược trong khoảng 410 - 453µS/cm và dao động không đáng kể qua các vị trí thu mẫu đầu vào chứng tỏ không có sự thay đổi lớn về nồng độ các ion. Khi sử dụng vật liệu có màng biofilm và cung cấp cacbon từ bên ngoài thì EC đầu ra của hệ thống giảm so với đầu vào ( đầu vào 445µS/cm – đầu ra 431µS/cm) chứng tỏ có sự chuyển biến ion từ dạng này sang dạng khác. Nhìn chung, kết quả của hệ thống thí nghiệm là tương đồng với kết quả của những nghiên cứu trước. 4.4.4 DO Qua biểu đồ cho thấy DO dao động trong khoảng 0.51 – 7.3 mg/L, trong đó giá trị DO cao nhất ở đầu vào tại bể cấp của hệ thống đạt 7.36mg/L gần với ngưỡng bão hòa là do quá trình sục khí liên tục, tiếp theo là đầu vào không bổ sung cacbon 3.58mg/L, đầu vào có bổ sung cacbon 2.39mg/L, đầu ra nghiệm thức 1 là 2.37mg/L và thấp nhất ở đầu ra nghiệm thức 2 là 0.51mg/L. 41 Hình 4.6: Sự biến động oxy hòa tan (DO, mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất. Ghi chú: BC: đầu vào tại bể cấp; ĐVKC: đầu vào không bổ sung cacbon; ĐVCC: đầu vào sau khi bổ sung cacbon; ĐR1: đầu ra nghiệm thức 1; ĐR2: đầu ra nghiệm thức 2. Giá trị DO tại đầu vào có bổ sung cacbon và đầu vào không bổ sung cacbon giảm còn khoảng 2.39 – 3.58mg/L chứng tỏ tác dụng của bể giữ mực ngoài chức năng ổn định lượng nước đầu vào của hệ thống còn làm giảm lượng oxy hòa tan trong dung dịch nước thải trước khi đi vào hệ thống giúp cho điều kiện thí nghiệm xảy ra tốt hơn. DO đầu vào có bổ sung cacbon thấp hơn DO đầu vào không bổ sung cacbon cho thấy lượng đường đã được oxy trong nước phân hủy để cung cấp năng lượng cho hoạt động của vi sinh vật và thời gian tiếp xúc chưa đủ đường sử dụng hết lượng oxy hòa tan trong dung dịch nên lượng oxy hòa tan trong nước đầu vào còn khà cao. Đầu ra nghiệm thức 1 giá trị DO vẫn còn cao (2.61mg/L) do bể chứa vật liệu không có màng biofilm và không cung cấp nguồn cacbon từ bên ngoài nên lượng oxy hòa tan giảm không đáng kể giữa đầu vào và đầu ra. Đầu ra nghiệm thức 2 DO giảm còn rất thấp (0.46 – 0.58mg/L) và khác biệt có ý nghĩa thống kê so với các vị trí khác (p<0.05) là do hệ thống được bổ sung lượng cacbon từ bên ngoài, khi hòa vào dung dịch đã được oxy trong nước phân hủy giúp làm giảm lượng oxy hòa tan trong nước và cung cấp năng lượng cho hoạt động 0 1 2 3 4 5 6 7 8 BC ĐVKC ĐVCC ĐR1 ĐR2 D O ( m g/ L ) Vị trí thu mẫu 42 sống của vi sinh vật khử nitrate hóa, đồng thời tạo điều kiện thiếu khí thích hợp cho quá trình khử nitrate. Theo Lương Đức Phẩm (2007), muốn loại được nitrate thì phải tạo điều kiện cho vi sinh vật khử nitrate hoạt động để khử nitrate thành nitơ phân tử bay vào không khí. Quan hệ với không khí là thiếu khí (thiếu oxy). Nồng độ oxy hòa tan là 1÷2mg/L không ảnh hưởng đến quá trình phản nitrate hóa trong hệ thống lọc sinh học nhưng trong hệ thống bùn hoạt tính thì nồng độ oxy hòa tan nên nhỏ hơn 0.3mg/L. Theo Lê Hoàng Việt (2003), để quá trình khử nitrate hóa càng tiến về không thì nồng độ DO trong nước là 0 < DO ≤ 1 mg/L. Một trong những điều kiện để phản ứng khử nitrate hóa xảy ra là điều kiện yếm khí hoặc thiếu oxy tự do (Trần Đức Hạ, 2002). Theo kết quả nghiên cứu của Phan Văn Tiến (2010), nồng độ DO dao động trong khoảng 0.27 – 0.43mg/L phù hợp cho quá trình khử nitrate xả ra. Nhìn chung, kết quả thu nhận được tại đầu ra nghiệm thức 2 có nồng độ DO rất thấp chứng tỏ đây là môi trường yếm khí rất phù hợp cho quá trình khử nitrate hóa xảy ra. 4.4.5 COD Chỉ số COD để đặc trưng cho hàm lượng chất hữu cơ của nước thải và sự ô nhiễm của nước tự nhiên. COD thể hiện nhu cầu oxy cần thiết để oxy hóa toàn bộ các chất hữu cơ có trong mẫu nước thành CO2 và H2O (Đặng Kim Chi, 1996). Qua biểu đồ cho thấy chỉ số COD đầu vào của hệ thống xử lý rất thấp 5.33 – 5.54 mg/L do dung dịch nước thải được pha bằng pepton, Na2HPO4.12H2O, NaNO3 và nước máy nên được kiểm soát ở nồng độ thấp. Theo các nghiên cứu của Lê Anh Kha (2003) và Đoàn Ngọc Minh (2007), để quá trình khử nitrate xảy ra trong nước thải đạt hiệu suất cao thì cần bổ sung thêm nguồn cacbon từ bên ngoài hệ thống là methanol (CH3OH) hoặc glucose nhằm cung cấp năng lượng cho hoạt động của vi sinh vật. Theo kết quả nghiên cứu của Phan Văn Tiến (2010), lượng đường saccarozo cần bổ sung cho quá trình phản nitrate hóa là 40mgC/L và theo Lê Thị Xuân Thị (2008) lượng methanol cần bổ sung là 30mgC/L khi đó quá trình khử nitrate hóa xảy ra đạt hiệu suất cao. Vì vậy, hệ thống được cung cấp nguồn cacbon là đường saccarozo (C12H22O11) với nồng độ 40mg/L. 43 Do đó, điểm đầu vào khi có bổ sung cacbon thì chỉ số COD tăng rất cao khoảng 103.67 mg/L là do dung dịch nước thải pha bằng hóa chất được bổ sung lượng cacbon (đường saccarozo) từ bên ngoài. Hình 4.7: Sự biến động của COD (mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất. Ghi chú: BC: đầu vào tại bể cấp; ĐVKC: đầu vào không bổ sung cacbon; ĐVCC: đầu vào sau khi bổ sung cacbon; ĐR1: đầu ra nghiệm thức 1; ĐR2: đầu ra nghiệm thức 2. COD ở đầu ra nghiệm thức 1 (4.27 – 5.63 mg/L) giảm rất ít so với đầu vào không bổ sung nguồn cacbon (5.27 – 5.69 mg/L) là do lượng COD đã bị phân hủy bởi lượng oxy hòa tan trong nước, và trong hệ thống vật liệu sử dụng không có màng biofilm nên lượng COD giảm không đáng kể. Theo Lê Hoàng Việt (2003), quá trình phân hủy hiếu khí trong nước thải được chia thành nhiều giai đoạn và được biểu thị bằng các phản ứng: Các hợp chất Hydratcacbon bị phân hủy hiếu khí chủ yếu theo phương trình: Oxy hóa các chất hữu cơ: CxHyOz + O2 CO2 + H2O + ∆H Quá trình sinh tổng hợp tạo thành tế bào vi sinh vật được thể hiện dưới dạng phương trình sau: CxHyOz + O2 Tế bào vi sinh vật (C5H7O2N) + CO2 + H2O + ∆H Đầu ra nghiệm thức 2 thì lượng COD giảm còn khoảng 10 mg/L trong khi lượng COD đầu vào có bổ sung cacbon là khoảng 103.67 mg/L và lượng COD đầu ra nghiệm thức 2 so với đầu vào khi chưa cung cấp thêm nguồn cacbon có sự biến 0 20 40 60 80 100 120 BC ĐVKC ĐVCC ĐR1 ĐR2 C O D ( m g/ L ) Vị trí thu mẫu 44 động không cao (COD đầu vào không bổ sung cacbon là 5.54 mg/L - COD đầu ra nghiệm thức 2 là 10 mg/L) cho thấy vi sinh vật đã sử dụng khoảng hơn 90% lượng cacbon khi được cung cấp thêm từ bên ngoài để làm nguồn năng lượng cho quá trình hoạt động của chúng. 4.4.6 Tổng lân Lân là nguồn dinh dưỡng khoáng quan trọng nhất đối với vi sinh vật vì trong thành phần tế bào nó chiếm tỉ lệ 50% tổng số các chất khoáng (Trần Cẩm Vân, 2005). Do đó trong hệ thống P là yếu tố cần thiết cho vi sinh vật hoạt động. Trong tế bào vi sinh vật photpho chiếm khoảng 1.5 – 2% trọng lượng khô của khối vi sinh, nhưng tỷ lệ phần trăm sẽ tăng theo tốc độ sinh trưởng của vi sinh vật (Nguyễn Văn Tố, 1999). Vì vậy, photpho là nguồn dinh dưỡng khoáng quan trọng đối với vi sinh vật. Hình 4.8: Sự biến động nồng độ Photphorus (mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất. Ghi chú: BC: đầu vào tại bể cấp; ĐVKC: đầu vào không bổ sung cacbon; ĐVCC: đầu vào sau khi bổ sung cacbon; ĐR1: đầu ra nghiệm thức 1; ĐR2: đầu ra nghiệm thức 2. Kết quả phân tích cho thấy nồng độ TP, TDP, P-PO43- biến động không lớn và không có sự khác biệt (p>0.05) ở các vị trí thu mẫu. Nồng độ TP tại bể cấp là 7.61 – 7.68mg/L, đầu vào không bổ sung cacbon là 7.57 – 7.69mg/L, đầu vào có bổ 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 BC ĐVKC ĐVCC ĐR1 ĐR2 P ho tp ho ru s (m g/ L ) Vị trí thu mẫu TP TDP P-PO43- 45 sung cacbon là 7.55 – 7.62mg/L. Nồng độ TDP tại bể cấp là 7.56 – 7.6mg/L, đầu vào không bổ sung cacbon là 7.54 – 7.59mg/L và đầu vào có bổ sung cacbon là 7.51 – 7.59mg/L, các giá trị này tượng tự các giá trị nồng độ TP chứng tỏ lượng lân trong dung dịch nước thải pha từ hóa chất tồn tại chủ yếu là các dạng lân hòa tan, trong đó phần lớn là dạng P-PO43- do nồng độ P-PO43- trong dung dịch cũng tương đương với các giá trị nồng độ của TDP. Nồng độ P-PO43- tại bể cấp là 2.40 – 2.45mg/L, tại đầu vào không bổ sung cacbon là 2.40 – 2.43mg/L và đầu vào có bổ sung cacbon là 2.3 – 2.40mg/L. Đầu ra nghiệm thức 1 nồng độ TP là 7.47 – 7.51mg/L, nồng độ TDP là 7.44 – 7.51mg/L, nồng độ P-PO3- là 2.21 – 2.37mg/L, các giá trị này giảm không đáng kể so với ở vị trí đầu vào tại bể cấp và đầu vào không bổ sung cacbon do các khối bê tông không có màng biofilm dung dịch nước thải qua hệ thống và ra ngoài không được vi sinh vật sử dụng. Kết quả cho thấy lượng lân trong dung dịch nước thải đầu ra chủ yếu tồn tại ở các dạng lân hòa tan và phần lớn là dạng P-PO43-. Lượng lân trong nước thải đầu ra giảm rất ít là do lắng xuống đáy bể hoặc dính bám vào thành bể và đường ống dẫn nước thải vào hệ thống. Hàm lượng lân trong dung dịch nước thải đầu ra không khác biệt với hàm lượng lân trong nước thải đầu vào tại bể cấp và đầu vào không bổ sung cacbon chứng tỏ vật liệu không có khả năng xử lí lân. Khi qua hệ thống xử lý, vật liệu sử dụng là các khối bê tông có màng biofilm và được bổ sung lượng cacbon từ bên ngoài thì hàm lượng lân giảm mạnh, khác biệt có ý nghĩa thống kê (p<0.05) so với các vị trí thu mẫu đầu vào và đầu ra nghiệm thức 1. Nồng độ TP ở đầu ra nghiệm thức 2 là 4.37 – 4.48mg/L, TDP là 3.41 – 3.49mg/L, P-PO43- là 0.68 – 0.76mg/L. Kết quả cho thấy, trong nước thải đầu ra chiếm phần lớn là các dạng lân hòa tan. Hàm lượng TDP và PO43- giảm cho thấy một lượng lân hòa tan đã được chuyển vào sinh khối vi sinh vật. Nồng độ TP giảm và khác biệt có ý nghĩa thống kê (p<0.05) so với đầu vào là do sự tích lũy trong tế bào vi sinh vật, khi chết chúng lắng xuống đáy bể hoặc bong tróc, trôi nổi và thoát ra khỏi hệ thống. Sự khác biệt về nồng độ TP và P-PO43- ở đầu ra nghiệm thức 2 (TP là 4.39mg/L và P-PO43- 0.72mg/L) với nồng độ TP và P-PO43- ở đầu vào bể cấp (TP là 7.68mg/L và P-PO43- là 2.43mg/L) và đầu vào có bổ sung cacbon (TP là 7.59mg/L và P-PO43- là 2.39mg/L) cho thấy vi sinh vật đã sử dụng khoảng hơn 70% lượng P- PO43- để tổng hợp tế bào mới, điều này chứng tỏ P là nguồn dinh dưỡng khoáng quan trọng cho hoạt động sống của vi sinh vật. 46 4.4.7 Tổng đạm Đạm là một trong những nguồn nguyên liệu chủ yếu xây dựng nên tế bào vi sinh vật, trong nước thải đạm tồn tại chủ yếu ở nhiều dạng: dạng protein, các sản phẩm phân rã, ammonia, muối amon, dạng ion và nitơ tự do. Theo Trần Cẩm Vân (2005), các dạng nitơ hữu cơ như protein, polypeptit, acid amin là nguồn dinh dưỡng đối với nhóm vi sinh vật dị dưỡng amin. Dạng nitơ vô cơ như NH3, NH4+, NO3- là các nguồn dinh dưỡng đối với nhóm vi sinh vật tự dưỡng amin. Kết quả khảo sát cho thấy, qua các đợt thu mẫu, nồng độ TN không có sự khác biệt tại các vị trí thu mẫu (p>0.05) tại bể cấp, đầu vào không bổ sung cacbon, đầu vào có bổ sung cacbon và dao động trong khoảng từ 41.30 – 41.42mg/L. Nồng độ TN đạt cao nhất tại bể cấp 41.36mg/L, tiếp theo là ở đầu vào không bổ sung cacbon đạt 43.13mg/L và thấp nhất ở đầu vào có bổ sung cacbon 41.3mg/L. Hình 4.9: Sự biến động nồng độ Nitrgen (mg/L) giữa các điểm thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm khử nitrate với nguồn cấp pha từ hóa chất. Ghi chú: BC: đầu vào tại bể cấp; ĐVKC: đầu vào không bổ sung cacbon; ĐVCC: đầu vào sau khi bổ sung cacbon; ĐR1: đầu ra nghiệm thức 1; ĐR2: đầu ra nghiệm thức 2. 0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 BC ĐVKC ĐVCC ĐR1 ĐR2 N it ro ge n (m g/ L ) Vị trí thu mẫu TN N-NO2- N-NO3- N-NH4+ 47 Qua biểu đồ thể hiện sự biến động nồng độ nitrogen ta thấy, trong dung dịch nước thải pha bằng hóa chất tại bể cấp, đầu vào không bổ sung cacbon và đầu vào có bổ sung cacbon chứa chủ yếu là các dạng đạm hòa tan, trong đó phần lớn là đạm nitrate (36.09 – 36.23mg/L) chiếm hơn 87%. Sự xuất hiện của đạm amon tại bể cấp, đầu vào có bổ sung cacbon và đầu vào không bổ sung cacbon là do các gốc –NH2 trong thành phần của pepton khi hòa tan vào nước sẽ chuyển thành NH4+ và thời gian sục khí tại bể cấp chưa đủ nên vẫn còn NH4+ tồn tại trong nước đầu vào với nồng độ thấp, dao động trong khoảng từ 1.50 – 1.57mg/L và không có sự khác biệt (p>0.05) tại các vị trí thu mẫu đầu vào và tại bể cấp. Nồng độ N-NO3- ở các vị trí đầu vào biến động không lớn, tại vị trí bể cấp nồng độ N-NO3- đạt cao nhất 36.23mg/L, đầu vào không bổ sung cacbon là 36.15mg/L và nồng độ N-NO3- thấp nhất ở vị trí đầu vào có bổ sung cacbon là 36.09mg/L. Tuy nhiên nồng độ N-NO3- tại các vị trí đầu vào khác biệt không có ý nghĩa thống kê (p>0.05). Nồng độ nitrogen ở đầu vào có bổ sung cacbon giảm nhẹ so với đầu vào do cung cấp thêm nguồn cacbon từ bên ngoài nên đầu vào đã được pha loãng (lưu tốc của dung dịch pha bằng hóa chất 8L/giờ, lưu tốc của đường là 0.1L/giờ). Đầu ra nghiệm thức 1, đạm N-NO3- chiếm phần lớn trong dung dịch nước thải đầu ra và không có sự xuất hiện của đạm nitrite. Lượng đạm amon N-NH4+ vẫn còn tồn tại trong nước thải đầu ra với nồng độ dao động trong khoảng từ 1.4 – 1.55mg/L và khác biệt không có ý nghĩa thống kê (p>0.05) so với vị trí đầu vào (1.5 – 1.63mg/L). Nồng độ TN là 41.26mg/L và N-NO3- là 35.85mg/L giảm rất ít và khác biệt không có ý nghĩa thống kê (p>0.05) so với so các vị trí đầu vào bể cấp và đầu vào không bổ sung cacbon (nồng độ TN là 41.36 – 41.42mg/L) do các khối bê tông không có màng biofilm, dung dịch nước thải pha bằng hóa chất qua hệ thống và ra ngoài nhưng không được xử lý. Lượng đạm hòa tan trong dung dịch khác biệt không có ý nghĩa thống kê (p>0.05) so với vị trí đầu vào chứng tỏ vật liệu không có khả năng hấp phụ đạm. Theo nghiên cứu của Đoàn Thị Thúy Oanh (2005) và Phan Văn Tiến (2010), khi hệ thống hoạt động sử dụng các khối vật liệu không có màng sinh học (biofilm) trên bề mặt vật liệu và không cung cấp thêm nguồn cacbon từ bên ngoài thì nồng độ TN, TDN, N-NO3- ở đầu vào và đầu ra của hệ thống xử lí ít dao động, chứng tỏ hệ thống xử lí nitrate không đạt hiệu quả. Nhìn chung, kết quả thí nghiệm tại vị trí đầu ra nghiệm thức 1 tương tự với kết quả của những nghiên cứu trước đây chứng tỏ các khối vật liệu không có lớp màng sinh học (biofilm) và không cung cấp nguồn cacbon từ bên ngoài thì hệ thống không xử lý được nitrate. 48 Theo Lê Anh Kha (2003), để quá trình khử nitrate xảy ra thì cần bổ sung thêm nguồn cacbon từ bên ngoài hệ thống nhằm cung cấp năng lượng cho hoạt động của vi sinh vật. Điều kiện cần thiết để khử nitrate là: Trước hết phải có quá trình nitrate hóa xảy ra và lượng nitrate đã được tích tụ khá lớn trong môi trường; cần phải có mặt nguồn cacbon hữu cơ có khả năng đồng hóa; quan hệ với không khí là thiếu khí (thiếu oxy) (Lương Đức Phẩm, 2007). Do đó, ở nghiệm thức 2 khi sử dụng vật liệu có màng biofilm và cung cấp nguồn cacbon từ bên ngoài thì đầu ra không còn đạm nitrite và đạm amon, đạm nitrate N-NO3- giảm mạnh, chỉ còn lại khoảng 0.47 – 0.87mg/L, khác biệt có ý nghĩa thống kê (p<0.05) so với vị trí đầu vào (36.18 – 36.24mg/L). Nồng độ TN cũng giảm mạnh so với vị trí đầu vào và còn lại khoảng 9.31 – 13.3mg/L (khác biệt có ý nghĩa thống kê so với đầu vào). Kết quả cho thấy vi sinh vật đã sử dụng hầu hết đạm nitrate cho quá trình hô hấp trả N2 tự do ra môi trường đồng thời loại nitrate ra khỏi hệ thống xử lý. Lượng TN còn lại trong hệ thống (khoảng 24%) phần lớn là các dạng đạm không hòa tan từ các tế bào vi sinh vật. Nồng độ các loại đạm hòa tan còn rất thấp, trong đó, không còn đạm nitrite và đạm amon, đạm nitrate chỉ còn khoảng 0.66mg/L. Điều này chứng tỏ hệ thống loại được hơn 98% đạm nitrate ra khỏi dung dịch nước thải pha bằng hóa chất và nồng độ TN giảm được hơn 76%. Như vậy, với lưu tốc đầu vào 8L/giờ hệ thống xử lý được 7g N-NO3-/ngày. Nước thải đầu ra đạt quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về nước thải công nghiệp QCVN 40: 2011/BTNMT loại A khi tổng lưu lượng nước thải xả vào nguồn tiếp nhận lớn nhất (Kf = 0.9) nhưng lưu lượng dòng chảy (Kq = 0.9) hay dung tích (Kq = 0.6) nguồn tiếp nhận là nhỏ nhất. Theo Phan Văn Tiến (2010), khi sử dụng các khối vật liệu có màng biofilm và cung cấp thêm lượng cacbon từ bên ngoài là đường saccarozo với nồng độ 40mgC/L thì hệ thống đạt hiệu quả xử lý nitrate là 100%, nồng độ NO2- và NH4+ đầu ra đều không còn, nồng độ TN giảm được hơn 68%. Theo Đoàn Thị Thúy Oanh (2005), khi có màng sinh học (biofilm) trên bề mặt vật liệu, cấp thêm một lượng methanol từ bên ngoài vói nồng độ khoảng 60mgC/l thì hệ thống loại được 99.4% N-NO3-, nước thải đầu ra không còn đạm nitrite và đạm amon. Kết quả thí nghiệm tại đầu ra nghiệm thức 2 tương tự với kết quả của những nghiên cứu trước đây. Khi vật liệu có màng sinh học trên bề mặt và cung cấp lượng đường saccarozo từ bên ngoài với nồng độ 40mg/L thì hệ thống loại được hơn 98% đạm nitrate N-NO3-. 49 Tóm lại, qua hoạt động xử lý của 2 nghiệm thức cho thấy: Với nghiệm thức sử dụng các khối vật liệu không có màng sinh học và không cung cấp cacbon từ bên ngoài thì không có hiệu quả trong việc làm giảm nồng độ nitrate. Đối với nghiệm thức sử dụng vật liệu có màng sinh học và bổ sung lượng cacbon từ bên ngoài thì nồng độ nitrate giảm hơn 98%, nồng độ lân giảm hơn 70% mặc dù đây không phải là hệ thống xử lý lân, kết quả cho thấy hiệu quả cua lớp màng sinh học (biofilm) trong việc loại nitrate ra khỏi hệ thống xử lý. Nước thải đầu ra đạt loại A theo quy chuẩn QCVN 40 : 2011/BTNMT. 50 CHƯƠNG 5 KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 5.1 Kết luận Hệ thống xử lí khi sử dụng vật liệu không có màng biofilm và không cung cấp thêm nguồn cacbon từ bên ngoài thì quá trình khử nitrate không đạt hiệu quả. Nồng độ nitrate đầu vào (36.15mg/L) và đầu ra (35.85mg/L) khác biệt không có ý nghĩa thống kê. Nước thải đầu ra vẫn còn tồn tại một lượng đạm amon khá cao (1.40 – 1.55mg/L). Hệ thống thí nghiệm sử dụng vật liệu bám dính có màng sinh học (biofilm) và cung cấp thêm nguồn cacbon từ bên ngoài với nồng độ 40mg/L như nguồn năng lượng cung cấp cho vi sinh vật hoạt động thì hệ thống khử nitrate đạt hiệu quả hơn 98%, nước thải đầu ra không còn đạm nitrite và đạm amon, nồng độ TN giảm hơn 76%, với lưu tốc đầu vào 8L/giờ hệ thống có khả năng xử lý được 7g N-NO3-/ngày. Nước thải đầu ra của hệ thống xử lý đạt quy chuẩn kỹ thuật quốc gia QCVN 40 : 2011/BTNMT. 5.2 Kiến nghị Tiếp tục thí nghiệm với nguồn cấp là nước thải từ các xí nghiệp chế biến thủy hải sản, lò giết mổ gia súc hoặc nước thải của các trại chăn nuôi... thay vì dùng dung dịch pha từ các hóa chất như trên. Hệ thống xử lý khi được bổ sung cacbon từ bên ngoài thì đạt hiệu suất khử nitrate cao, tuy nhiên nước thải đầu ra vẫn còn đục và chứa một lượng vi sinh vật khá cao do đó nước thải đầu ra cần chứa lại trong bể lắng hoặc bể sục khí để làm giảm độ đục và mật số vi sinh vật trước khi thải ra môi trường. Tạo hệ thống sục khí tự động để hoàn nguyên vật liệu khi lớp màng biofilm tăng sinh quá mức giúp hệ thống xử lý hoạt động ổn định và đạt hiệu quả cao hơn. TÀI LIỆU THAM KHẢO Lê Văn Cát, 2007. Xử lý nước thải giàu Nitơ và Photpho. NXB Khoa học tự nhiên và công nghệ. Đặng Kim Chi, 1996. Hóa học môi trường. NXB Khoa học và Kỹ thuật. Đỗ Hồng Lan Chi, Lâm Minh Triết, 2005. Vi sinh vật môi trường. NXB Đại học Quốc Gia Thành phố Hồ Chí Minh. Nguyễn Lân Dũng, Nguyễn Đình Quyến, Phạm Văn Ty, 2001. Vi sinh vật học. NXB Giáo Dục. Trần Đức Hạ, 2002. Xử lý nước thải sinh hoạt qui mô nhỏ và vừa. NXB KH&KT. Lê Anh Kha, Masayuki Seto, 2003. Sử dụng hạt đất nung và khối bê tông để loại bỏ lân và đạm trong nước thải. Tạp chí Khoa học Đại học Cần Thơ, 2003. Lê Anh Kha, Phạm Việt Nữ, Cô Thị Kính, 2003. Sử dụng vật liệu địa phương để loại đạm và lân trong nước thải chế biến thủy sản. Kỷ yếu Hội nghị khoa học 2013. Trường Đại học Cần Thơ. Trịnh Xuân Lai, 2000. Tính toán thiết kế các công trình xử lí nước thải. Hồ Mỹ Loan, 2007. So sánh hiệu quả xử lý nước thải giữa hệ thống thí nghiệm tự chế và hệ thống xử lý của Công ty cổ phần thủy sản Cafatex. Luận văn tốt nghiệp Đại học. Trường Đại học Cần Thơ. Nguyễn Đức Lượng, 2000. Công nghệ vi sinh vật. NXB Đại học Quốc Gia Thành phố Hồ Chí Minh. Nguyễn Đức Lượng, Nguyễn Thị Thuỳ Dương, 2003. Công nghệ sinh học môi trường. NXB Đại học Quốc Gia Thành phố Hồ Chí Minh. Huỳnh Thị Ngọc Lưu, Nguyễn Thị Thu Vân, 2007. Vi sing vật môi trường. Giáo trình lưu hành nội bộ. Đoàn Ngọc Minh, 2007. Sử dụng vật liệu tự chế để loại nitrate trong nước thải. Luận văn tốt nghiệp Đại học. Trường Đại học Cần Thơ. Bùi Thị Nga, 2006. Giáo trình Quản lý môi trường đô thị và khu công nghiệp, Tủ Sách Đại Học Cần Thơ. Bùi Thị Nga, 2008. Ảnh hưởng của nước thải khu công nghiệp Trà Nóc đối với thủy vực lân cận Thành phố Cần Thơ. Tạp chí Khoa học Đại học Cần Thơ 2008:9, 194-201. Trần Văn Nhân, Ngô Thị Nga, 1999. Giáo trình công nghệ xử lý nước thải bằng biện pháp sinh học. NXB Giáo Dục Hà Nội. Trần Hiếu Nhuệ, 1999. Thoát nước và xử lý nước thải công nghiệp. NXB Khoa Học Kỹ Thuật. Lương Đức Phẩm, 2007. Công nghệ xử lý nước thải bằng biện pháp sinh học. NXB Giáo Dục. Nguyễn Văn Tố, 1999. Sổ tay xử lý nước thải. NXB Xây Dựng. Trần Cẩm Vân, 2002. Vi sinh vật môi trường. NXB Đại học Quốc Gia Hà Nội. Lê Hoàng Việt, 2005. Các phương pháp xử lý nước thải. Đại học Cần Thơ. Lee at al, 2002. Molecular characterization of microbial community in nitrate removing activated sludge, FEMS Microb. Ecol.,41(2002), pp 85-94. PHỤ LỤC Phụ lục 1: Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về nước thải công nghiệp (QCVN 40: 2011/BTNMT) 1. QUY ĐỊNH CHUNG 1.1. Phạm vi điều chỉnh Quy chuẩn này quy định giá trị tối đa cho phép của các thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp khi xả ra nguồn tiếp nhận n ước thải. 1.2. Đối tượng áp dụng 1.2.1. Quy chuẩn này áp dụng đối với tổ chức, cá nhân liên quan đến hoạt động xả nước thải công nghiệp ra nguồn tiếp nhận nước thải. 1.2.2. Nước thải công nghiệp của một số ngành đặc thù được áp dụng theo quy chuẩn kỹ thuật quốc gia riêng. 1.2.3. Nước thải công nghiệp xả vào hệ thống thu gom của nhà máy xử lý nước thải tập trung tuân thủ theo quy định của đơn vị quản lý và vận hành nhà máy xử lý nước thải tập trung. 1.3. Giải thích thuật ngữ Trong Quy chuẩn này, các thuật ngữ dưới đây được hiểu như sau: 1.3.1. Nước thải công nghiệp là nước thải phát sinh từ quá trình công nghệ của cơ sở sản xuất, dịch vụ công nghiệp (sau đây gọi chung l à cơ sở công nghiệp), từ nhà máy xử lý nước thải tập trung có đấu nối nước thải của cơ sở công nghiệp. 1.3.2. Nguồn tiếp nhận nước thải là: hệ thống thoát nước đô thị, khu dân cư; sông, suối, khe, rạch; kênh, mương; hồ, ao, đầm; vùng nước biển ven bờ có mục đích sử dụng xác định. 2. QUY ĐỊNH KỸ THUẬT 2.1. Giá trị tối đa cho phép của các thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp khi xả vào nguồn tiếp nhận nước thải 2.1.1. Giá trị tối đa cho phép của các thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp khi xả vào nguồn tiếp nhận nước thải được tính toán như sau: Cmax = C. Kq.Kf Trong đó: - Cmax là giá trị tối đa cho phép của thông số ô nhiễm trong n ước thải công nghiệp khi xả vào nguồn tiếp nhận nước thải. - C là giá trị của thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp quy định tại Bảng 1 ; - Kq là hệ số nguồn tiếp nhận nước thải quy định tại mục 2.3 ứng với lưu lượng dòng chảy của sông, suối, khe, rạch; kênh, mương; dung tích của hồ, ao, đầm; mục đích sử dụng của vùng nước biển ven bờ; - Kf là hệ số lưu lượng nguồn thải quy định tại mục 2.4 ứng với tổng lưu lượng nước thải của các cơ sở công nghiệp khi xả vào nguồn tiếp nhận nước thải; 2.1.2. Áp dụng giá trị tối đa cho phép Cmax = C (không áp dụng hệ số Kq và Kf) đối với các thông số: nhiệt độ, màu, pH, coliform, Tổng hoạt độ phóng xạ α, Tổng hoạt độ phóng xạ β. 2.1.3. Nước thải công nghiệp xả vào hệ thống thoát nước đô thị, khu dân cư chưa có nhà máy xử lý nước thải tập trung thì áp dụng giá trị Cmax = C quy định tại cột B Bảng 1. 2.2. Giá trị C của các thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp được quy định tại Bảng 1 Bảng 1: Giá trị C của các thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp TT Thông số Đơn vị Giá trị C A B 1 Nhiệt độ oC 40 40 2 Màu Pt/Co 50 150 3 pH - 6 - 9 5,5 - 9 4 BOD5 (20oC) mg/l 30 50 5 COD mg/l 75 150 6 Chất rắn lơ lửng mg/l 50 100 7 Asen mg/l 0,05 0,1 8 Thuỷ ngân mg/l 0,005 0,01 9 Chì mg/l 0,1 0,5 10 Cadimi mg/l 0,05 0,1 11 Crom (VI) mg/l 0,05 0,1 12 Crom (III) mg/l 0,2 1 13 Đồng mg/l 2 2 14 Kẽm mg/l 3 3 15 Niken mg/l 0,2 0,5 16 Mangan mg/l 0,5 1 17 Sắt mg/l 1 5 18 Tổng xianua mg/l 0,07 0,1 19 Tổng phenol mg/l 0,1 0,5 20 Tổng dầu mỡ khoán g mg/l 5 10 21 Sunfua mg/l 0,2 0,5 22 Florua mg/l 5 10 23 Amoni (tính theo N) mg/l 5 10 24 Tổng nitơ mg/l 20 40 25 Tổng phốt pho (tính theo P ) mg/l 4 6 26 Clorua (không áp dụng khi xả vào nguồn nước mặn, nước lợ) mg/l 500 1000 27 Clo dư mg/l 1 2 28 Tổng hoá chất bảo vệ thực vật clo hữu cơ mg/l 0,05 0,1 29 Tổng hoá chất bảo vệ thực vật phốt pho hữu cơ mg/l 0,3 1 30 Tổng PCB mg/l 0,003 0,01 31 Coliform Vi khuẩn/100ml 3000 5000 32 Tổng hoạt độ phóng xạ α Bq/l 0,1 0,1 33 Tổng hoạt độ phóng xạ β Bq/l 1.0 1.0 Cột A Bảng 1 quy định giá trị C của các thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp khi xả vào nguồn nước được dùng cho mục đích cấp nước sinh hoạt; Cột B Bảng 1 quy định giá trị C của các thông số ô nhiễm trong nước thải công nghiệp khi xả vào nguồn nước không dùng cho mục đích cấp nước sinh hoạt; Mục đích sử dụng của nguồn tiếp nhận nước thải được xác định tại khu vực tiếp nhận nước thải. 2.3. Hệ số nguồn tiếp nhận n ước thải Kq 2.3.1.Hệ số Kq ứng với l ưu lượng dòng chảy của sông, suối, khe, rạch; kênh, mương được quy định tại Bảng 2 dưới đây: Bảng 2: Hệ số Kq ứng với lưu lượng dòng chảy của nguồn tiếp nhận nước thải Lưu lượng dòng chảy của nguồn tiếp nhận nước thải (Q) Đơn vị tính: mét khối/giây (m3/s) Hệ số Kq Q ≤ 50 0,9 50 < Q ≤ 200 1 200 < Q ≤ 500 1,1 Q > 500 1,2 Q được tính theo giá trị trung bình lưu lượng dòng chảy của nguồn tiếp nhận nước thải 03 tháng khô kiệt nhất trong 03 năm liên tiếp (số liệu của cơ quan Khí tượng Thuỷ văn). 2.3.2. Hệ số Kq ứng với dung tích của nguồn tiếp nhận nước thải là hồ, ao, đầm được quy định tại Bảng 3 dưới đây: Bảng 3: Hệ số Kq ứng vớidung tích của nguồn tiếp nhận nước thải Dung tích nguồn tiếp nhận nước thải (V) Đơn vị tính: mét khối (m3) Hệ số Kq V ≤ 10 x 106 0,6 10 x 106 < V ≤ 100 x 106 0,8 V > 100 x 106 1,0 V được tính theo giá trị trung bình dung tích của hồ, ao, đầm tiếp nhận nước thải 03 tháng khô kiệt nhất trong 03 năm liên tiếp (số liệu của cơ quan Khí tượng Thuỷ văn). 2.3.3. Khi nguồn tiếpnhận nước thải không có số liệu về lưu lượng dòng chảy của sông, suối, khe, rạch, kênh, mương thì áp dụng Kq = 0,9; hồ, ao, đầm không có số liệu về dung tích thì áp dụng Kết quả = 0,6. 2.3.4. Hệ số Kq đối với nguồn tiếp nhận nước thải là vùng nước biển ven bờ, đầm phá nước mặn và nước lợ ven biển. Vùng nước biển ven bờ dùng cho mục đích bảo vệ thuỷ sinh, thể thao v à giải trí dưới nước, đầm phá nước mặn và nước lợ ven biển áp dụng Kq = 1. Vùng nước biển ven bờ không dùng cho mục đích bảo vệ thuỷ sinh, thể thao hoặc giải trí dưới nước áp dụng Kq = 1,3. 2.4. Hệ số lưu lượng nguồn thải Kf Hệ số lưu lượng nguồn thải Kf được quy định tại Bảng 4 d ưới đây: Bảng 4: Hệ số lưu lượng nguồn thải Kf Lưu lượng nguồn thải (F ) Đơn vị tính: mét khối/ng ày đêm (m3/24h) Hệ số Kf F ≤ 50 1,2 50 < F ≤ 500 1,1 500 < F ≤ 5.000 1,0 F > 5.000 0,9 Lưu lượng nguồn thải F được tính theo lưu lượng thải lớn nhất nêu trong Báo cáo đánh giá tác động môi trường, Cam kết bảo vệ môi trường hoặc Đề án bảo vệ môi trường. 3. PHƯƠNG PHÁP XÁC Đ ỊNH 3.1. Lấy mẫu để xác định chất lượng nước thải áp dụng theo hướng dẫn của các tiêu chuẩn quốc gia sau đây : - TCVN 6663-1:2011 (ISO 5667-1:2006) – Chất lượng nước – Phần 1: Hướng dẫn lập chương trình lấy mẫu và kỹ thuật lấy mẫu; - TCVN 6663-3:2008 (ISO 5667-3: 2003) - Chất lượng nước - Lấy mẫu. Hướng dẫn bảo quản và xử lý mẫu; - TCVN 5999:1995 (ISO 5667 -10: 1992) - Chất lượng nước - Lấy mẫu. Hướng dẫn lấy mẫu nước thải. 3.2. Phương pháp xác định giá trị các thông số kiểm soát ô nhiễm trong nước thải công nghiệp thực hiện theo các tiêu chuẩn quốc gia và quốc tế sau đây: - TCVN 4557:1988 Chất lượng nước - Phương pháp xác định nhiệt độ; - TCVN 6492:2011 (ISO 10523:2008) Chất lượng nước - Xác định pH ; - TCVN 6185:2008 - Chất lượng nước - Kiểm tra và xác định màu sắc; - TCVN 6001-1:2008 (ISO 5815-1:2003), Chất lượng nước – Xác định nhu cầu oxy sinh hóa sau n ngày (BODn) – Phần 1: Phương pháp pha loãng và cấy có bổ sung allylthiourea ; - TCVN 6001-2:2008 (ISO 5815-2:2003), Chất lượng nước – Xác định nhu cầu oxy sinh hóa sau n ngày (BODn) – Phần 2: Phương pháp dùng cho m ẫu không pha loãng; - TCVN 6491:1999 (ISO 6060:1989) Chất lượng nước - Xác định nhu cầu oxy hoá học (COD) ; - TCVN 6625:2000 (ISO 11923:1997) Chất lượng nước - Xác định chất rắn lơ lửng bằng cách lọc qua cái lọc sợi thuỷ tinh; - TCVN 6626:2000 Chất lượng nước - Xác định asen - Phương pháp đo ph ổ hấp thụ nguyên tử (kỹ thuật hydro); - TCVN 7877:2008 (ISO 5666:1999) Chất lượng nước - Xác định thuỷ ngân; - TCVN 6193:1996 Chất lượng nước - Xác định coban, niken, đồng, kẽm, cadimi và chì. Phương pháp trắc phổ hấp thụ nguyên tử ngọn lửa; - TCVN 6222:2008 Chất lượng nước - Xác định crom - Phương pháp đo ph ổ hấp thụ nguyên tử; - TCVN 6658:2000 Chất lượng nước – Xác định crom hóa trị sáu – Phương pháp trắc quang dùng 1,5 – diphenylcacbazid ; - TCVN 6002:1995 Chất lượng nước – Xác định mangan – Phương pháp trắc quang dùng formaldoxim; - TCVN 6177:1996 Chất lượng nước – Xác định sắt bằng phương pháp trắc phổ dùng thuốc thử 1,10- phenantrolin; - TCVN 6665:2011 (ISO 11885:2007) Chất lượng nước- Xác định nguyên tố chọn lọc bằng phổ phát xạ quang Plasma cặp cảm ứng ( ICP-OES) ; - TCVN 6181:1996 (ISO 6703 -1:1984) Chất lượng nước - Xác định xianua tổng; - TCVN 6494-1:2011 (ISO 10304 -1:2007) Chất lượng nước – Xác định các anion hòa tan bằng phương pháp sắc kí lỏng ion – Phần 1: Xác định bromua, clorua, florua, nitrat, nitr it, phosphat và sunphat hòa tan; - TCVN 6216:1996 (ISO 6439:1990) Chất lượng nước - Xác định chỉ số phenol - Phương pháp trắc phổ dùng 4-aminoantipyrin sau khi chưng cất; - TCVN 6199-1:1995 (ISO 8165/1:1992) Chất lượng nước- Xác định các phenol đơn hoá trị lựa chọn. Phần 1: Phương pháp sắc ký khí sau khi làm giàu bằng chiết; - TCVN 5070:1995 Chất lượng nước - Phương pháp khối lượng xác định dầu mỏ và sản phẩm dầu mỏ; - TCVN 7875:2008 Nước – Xác định dầu và mỡ – Phương pháp chiếu hồng ngoại; - TCVN 6637:2000 (ISO 10530:1992) Chất lượng nước-Xác định sunfua hoà tan- Phương pháp đo quang dùng metylen xanh ; - TCVN 5988:1995 (ISO 5664:1984) Chất lượng nước - Xác định amoni - Phương pháp chưng cất và chuẩn độ; - TCVN 6620:2000 Chất lượng nước - Xác định amoni - Phương pháp điện thế; - TCVN 6638:2000 Chất lượng nước - Xác định nitơ - Vô cơ hóa xúc tác sau khi kh ử bằng hợp kim Devarda; - TCVN 6202:2008 (ISO 6878:2004) Chất lượng nước - Xác định phôt pho - Phương pháp đo ph ổ dùng amoni molipdat ; - TCVN 8775:2011 Chất lượng nước - Xác định coliform tổng số - Kỹ thuật màng lọc; - TCVN 6187-1:2009 (ISO 9308-1: 2000) Chất lượng nước - Phát hiện và đếm Escherichia coli và vi khuẩn coliform. Phần 1: Phương pháp lọc màng; - TCVN 6187-2:1996 (ISO 9308 -2:1990(E)) Chất lượng nước - Phát hiện và đếm vi khuẩn coliform, vi khuẩn coliform chịu nhiệt và escherichia coli giả định. Phần 2: Phương pháp nhiều ống (số có xác suất cao nhất); - TCVN 6225-3:2011 (ISO 7393-3:1990) Chất lượng nước - Xác định clo tự do và clo tổng số. Phần 3 – Phương pháp chuẩn độ iot xác định clo tổng số ; - TCVN 7876:2008 Nước – Xác định hàm lượng thuốc trừ sâu clo hữu cơ - Phương pháp sắc ký khí chiết lỏng-lỏng; - TCVN 8062:2009 Xác định hợp chất phospho hữu cơ bằng sắc ký khí - Kỹ thuật cột mao quản; - TCVN 6053:2011 Chất lượng nước - Đo tổng hoạt độ phóng xạ anpha trong nước không mặn - Phương pháp nguồn dày; - TCVN 6219:2011 Chất lượng nước - Đo tổng hoạt độ phóng xạ beta trong nước không mặn. 3.3. Chấp nhận các phương pháp phân tích hướng dẫn trong các tiêu chuẩn quốc gia và quốc tế có độ chính xác tương đương hoặc cao hơn các tiêu chuẩn viện dẫn ở mục 3.2. v à các tiêu chuẩn quốc gia, quốc tế mới ban hành nhưng chưa được viện dẫn trong quy chuẩn này. 4. TỔ CHỨC THỰC HIỆN 4.1. Quy chuẩn này áp dụng thay thế QCVN 24:2009/BTNMT - Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về nước thải công nghiệp ban hành kèm theo Thông tư số 25/2009/TT-BTNMT ngày 16 tháng 11 năm 2009 của Bộ trưởng Bộ Tài nguyên và Môi trường quy định Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về môi trường. 4.2. UBND các tỉnh, thành phố trực thuộc trung ương công bố mục đích sử dụng nguồn nước và Hệ số Kq trong quy hoạch sử dụng nguồn nước và phân vùng tiếp nhận nước thải. 4.3. Cơ quan quản lý nhà nước về môi trường căn cứ vào đặc điểm, tính chất của nước thải công nghiệp và mục đích sử dụng của nguồn tiếp nhận để lựa chọn các thông số ô nhiễm đặc trưng và giá trị cơ bản (giá trị C) quy định tại Bảng 1 trong việc kiểm soát ô nhiễm môi trường. 4.4. Trường hợp các tiêu chuẩn quốc gia viện dẫn trong Quy chuẩn này sửa đổi, bổ sung hoặc thay thế thì áp dụng theo tiêu chuẩn mới. Phụ lục 2: Kết quả so sánh sự khác biệt các chỉ tiêu hóa học tại các vị trí thu mẫu 2.1 So sánh COD tại các vị trí thu mẫu Summary Statistics for COD Count 15 Average 25.7067 Standard deviation 40.3915 Coeff. of variation 157.125% Minimum 4.27 Maximum 105.15 Range 100.88 Stnd. skewness 2.63312 Stnd. kurtosis 0.702368 ANOVA Table for COD by VT Source Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value Between groups 22835.6 4 5708.91 11300.59 0.0000 Within groups 5.05187 10 0.505187 Total (Corr.) 22840.7 14 Multiple Range Tests for COD by VT Method: 95.0 percent Duncan VT Count Mean Homogeneous Groups 4 3 4.72667 X 2 3 5.37667 X 1 3 5.41 X 5 3 9.34667 X 3 3 103.673 X * denotes a statistically significant difference. 2.2 So sánh TN tại các vị trí thu mẫu Summary Statistics for TN Count 15 Average 35.0407 Standard deviation 13.0338 Coeff. of variation 37.1962% Minimum 9.31 Maximum 41.51 Range 32.2 Stnd. skewness -2.64474 Stnd. kurtosis 0.713041 ANOVA Table for TN by VT Source Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value Between groups 2377.79 4 594.448 11347.32 0.0000 Within groups 0.523867 10 0.0523867 Total (Corr.) 2378.32 14 Contrast Sig. Difference 1 - 2 0.0333333 1 - 3 <* -98.2633 1 - 4 0.683333 1 - 5 <* -3.93667 2 - 3 <* -98.2967 2 - 4 0.65 2 - 5 <* -3.97 3 - 4 <* 98.9467 3 - 5 <* 94.3267 4 - 5 <* -4.62 Multiple Range Tests for TN by VT Method: 95.0 percent Duncan VT Count Mean Homogeneous Groups 5 3 9.86 X 4 3 41.26 X 3 3 41.3 X 2 3 41.36 X 1 3 41.4233 X * denotes a statistically significant difference. 2.3 So sánh NO3- tại các vị trí thu mẫu Summary Statistics for NO3- Count 15 Average 28.9953 Standard deviation 14.6682 Coeff. of variation 50.5881% Minimum 0.47 Maximum 36.32 Range 35.85 Stnd. skewness -2.64277 Stnd. kurtosis 0.708979 ANOVA Table for NO3- by VT Source Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value Between groups 3011.79 4 752.947 19230.73 0.0000 Within groups 0.391533 10 0.0391533 Total (Corr.) 3012.18 14 Multiple Range Tests for NO3- by VT Method: 95.0 percent Duncan VT Count Mean Homogeneous Groups 5 3 0.656667 X 4 3 35.8533 X 3 3 36.0867 X 2 3 36.1467 X 1 3 36.2333 X * denotes a statistically significant difference. Contrast Sig. Difference 1 - 2 0.0633333 1 - 3 0.123333 1 - 4 0.163333 1 - 5 <* 31.5633 2 - 3 0.06 2 - 4 0.1 2 - 5 <* 31.5 3 - 4 0.04 3 - 5 <* 31.44 4 - 5 <* 31.4 Contrast Sig. Difference 1 - 2 0.0866667 1 - 3 0.146667 1 - 4 0.38 1 - 5 <* 35.5767 2 - 3 0.06 2 - 4 0.293333 2 - 5 <* 35.49 3 - 4 0.233333 3 - 5 <* 35.43 4 - 5 <* 35.1967 2.4 So sánh NH4+ tại các vị trí thu mẫu Summary Statistics for NH4+ Count 15 Average 1.21733 Standard deviation 0.632811 Coeff. of variation 51.9834% Minimum 0.0 Maximum 1.63 Range 1.63 Stnd. skewness -2.58624 Stnd. kurtosis 0.659778 ANOVA Table for NH4+ by VT Source Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value Between groups 5.56703 4 1.39176 354.44 0.0000 Within groups 0.0392667 10 0.00392667 Total (Corr.) 5.60629 14 Multiple Range Tests for NH4+ by VT Method: 95.0 percent Duncan VT Count Mean Homogeneous Groups 5 3 0.0 X 3 3 1.5 X 4 3 1.5 X 2 3 1.51667 X 1 3 1.57 X * denotes a statistically significant difference. 2.5 So sánh TP tại các vị trí thu mẫu Summary Statistics for cosr(TP) Count 15 Average 0.13095 Standard deviation 0.242905 Coeff. of variation 185.494% Minimum -0.391618 Maximum 0.337238 Range 0.728856 Stnd. skewness -2.37208 Stnd. kurtosis 0.613611 ANOVA Table for cosr(TP) by VT Source Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value Between groups 0.783263 4 0.195816 45.77 0.0000 Within groups 0.0427786 10 0.00427786 Total (Corr.) 0.826041 14 Contrast Sig. Difference 1 - 2 0.0533333 1 - 3 0.07 1 - 4 0.07 1 - 5 <* 1.57 2 - 3 0.0166667 2 - 4 0.0166667 2 - 5 <* 1.51667 3 - 4 0.0 3 - 5 <* 1.5 4 - 5 <* 1.5 Multiple Range Tests for cosr(TP) by VT Method: 95.0 percent Duncan VT Count Mean Homogeneous Groups 5 3 -0.31922 X 1 3 0.175945 X 2 3 0.237998 X 3 3 0.264033 X 4 3 0.295995 X * denotes a statistically significant difference. 2.6 So sánh TDP tại các vị trí thu mẫu Summary Statistics for tanr(TDP) Count 15 Average 2.70405 Standard deviation 1.29879 Coeff. of variation 48.0314% Minimum 0.211478 Maximum 3.85227 Range 3.64079 Stnd. skewness -2.29155 Stnd. kurtosis 0.420408 ANOVA Table for tanr(TDP) by VT Source Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value Between groups 22.7072 4 5.67681 62.46 0.0000 Within groups 0.908859 10 0.0908859 Total (Corr.) 23.6161 14 Multiple Range Tests for tanr(TDP) by VT Method: 95.0 percent Duncan VT Count Mean Homogeneous Groups 5 3 0.26555 X 4 3 3.05804 X 3 3 3.26477 X 2 3 3.36076 X 1 3 3.57112 X * denotes a statistically significant difference. Contrast Sig. Difference 1 - 2 -0.0620532 1 - 3 -0.0880886 1 - 4 -0.12005 1 - 5 <* 0.495165 2 - 3 -0.0260353 2 - 4 -0.0579968 2 - 5 <* 0.557218 3 - 4 -0.0319615 3 - 5 <* 0.583253 4 - 5 <* 0.615215 Contrast Sig. Difference 1 - 2 0.210359 1 - 3 0.306355 1 - 4 0.513085 1 - 5 <* 3.30557 2 - 3 0.095996 2 - 4 0.302727 2 - 5 <* 3.09521 3 - 4 0.206731 3 - 5 <* 2.99922 4 - 5 <* 2.79249 2.7 So sánh PO43- tại các vị trí thu mẫu Summary Statistics for PO43- Count 15 Average 2.06333 Standard deviation 0.697646 Coeff. of variation 33.8116% Minimum 0.68 Maximum 2.45 Range 1.77 Stnd. skewness -2.63729 Stnd. kurtosis 0.710566 ANOVA Table for PO43- by VT Source Sum of Squares Df Mean Square F-Ratio P-Value Between groups 6.8068 4 1.7017 2385.56 0.0000 Within groups 0.00713333 10 0.000713333 Total (Corr.) 6.81393 14 Multiple Range Tests for PO43- by VT Method: 95.0 percent Duncan VT Count Mean Homogeneous Groups 5 3 0.716667 X 4 3 2.36667 X 3 3 2.39333 XX 2 3 2.41333 XX 1 3 2.42667 X * denotes a statistically significant difference. Contrast Sig. Difference 1 - 2 0.0133333 1 - 3 0.0333333 1 - 4 <* 0.06 1 - 5 <* 1.71 2 - 3 0.02 2 - 4 0.0466667 2 - 5 <* 1.69667 3 - 4 0.0266667 3 - 5 <* 1.67667 4 - 5 <* 1.65 Phụ lục 3: Hình ảnh bể phản ứng khi sử dụng vật liệu có màng biofilm và không có màng biofilm. Bể phản ứng khi sử dụng vật liệu có màng biofilm Bể phản ứng khi sử dụng vật liệu không có màng biofilm

Các file đính kèm theo tài liệu này:

  • pdfnghien_cuu_su_phan_nitrate_hoa_dam_amon_trong_nuoc_o_dieu_kien_phong_thi_nghiem_0164.pdf