agu international journal of sciences 2019, vol. 23 (2 ... · agu international journal of sciences...

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-PO43-, 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-PO43-, 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.


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


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


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)


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


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.


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


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


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-PO4

3-,

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


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


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


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


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.


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.


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-PO4

3-, 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


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.


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.

agu international journal of sciences 2019, vol. 23 (2 ... · agu international journal of sciences...

Documents