Cơ sở lý thuyết và công nghệ xử lý nước tự nhiên giáo trình dùng cho sinh viên ngành hóa học, công nghệ hóa học, môi trường

N G U Y ÊN HŨU PHÚ

C ơ SỎ LÝ THUYẾT CÔNG NGHỆ XỬLỶ

Nước Tự NHIÊN

NGUYỄN HỮU PHÚ

Cơ sỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ XỬ LÝ Nưóc Tự NHIÊN Giáo trình dùng cho sinh viên ngành Hóa học, Công nghệ hóa học, Môi trường, Ký thuật môi trường... các trường đại học và cao đằng

NHÀ XUẤT BẨN KHOA HỌC VÀ KỸ THUẬT HÀ NỘI

6-6X9.3 ------- ------ 84-106-00 KHKT-00

3

L Ò I N Ó I ĐAU Ngày nay, ván dè xử lý nước và cung cấp nước sạch cho dàn cư là mối quan tâm lởn của nhiêu quốc gia, nhiều tổ chức xã hội và chính bản thăn của mỗi cộng đồng dân cư. Việt N am la một nước mà "phần lớn dân cư ờ vùng nóng thôn còn thiêu nước sạch số người dân được hường nước sạch chì chiếm khoảng 40% dân số" ( K Do dó, nhiệm vụ xừ lý nước và cung cấp nước sạch là một vắn đ'ê xã hội nồi bật, đang dược quan tâm dặc biệt bởi nhiêu nhà khoa học và các nhà quản lý của nước ta. Trong hoàn cảnh như thế, chúng tôi biên soạn cuốn giảo trinh "Cờ sờ lý thuyết và công nghệ xử lý nước tự nhiên" nhằm cung cấp những kiến thức ca bản và các thông tin khoa học công nghệ mói nhát trong lỉnh vực này với hy vọng răng, sẽ góp phần vào nhiệm vụ xử lý nước và cung cấp nước sạch ỏ nước ta một cách tích cực và thiết thực hơn. Cuốn sách trinh bầy các nội dung rất thiết thục cho các sinh viên dang học tập ỏ các khoa Môi trường của các trường dại học, cho các cán bộ nghiên cứu, các nhà công nghệ và quản lý dang lầm việc trong lỉnh vực "Bào vệ, xử lý và khai thác môi trường nước". Tác giả xin chân thành cảm ơn các dộc giả vẽ sự ủng hộ và dóng góp ý kiến cho nội dung và hình thức của giáo trinh với mong muốn rằng, trong lần xuất bản sau chất lượng sẽ dược hoàn hảo hơn. Một lần nữa, xin chân thành cảm ơn! Tác giả (*)

(*) Phạm Song và cộng sự. Côim nehệ cung cấp nước sạch và vệ sinh môi truừng, Nhà xuíít bàn KII và K ì. Hà NỘI, 1996.

CÁC CHỮ VIẾT TẮT ACVK BCA BET CHCĐH CHCKSH CHCR CHCHT CHCT CHCSH DPD ĐC ĐK ĐCTPK&CB FI H C-Clo-T HC- Halo- HP H G -H alo-T HCHT HCHTSH HCTN HP HPA KHP MF ' NF NTK Ox. K M n04 PAC PCB PCT THB THH TOX THM VONHC VONVC UF WHO

Axit alizarin violet Ñ Bicacbonat Bề m ặt riêng theo phương pháp BET (B runauer - E m m ett - Teller) Cacbon hữu cơ đồng hoá Cacbon hữu cơ không phân huỷ sinh học Các bon hữu cơ dạng h ạt Cachón hữu cơ hoà tan Cacbon hữu cơ tổng Cacbon hữu cơ sinh học N, N- 1,4- dietyl phenylen diamin Dộ cứng Dộ kiềm Diều chỉnh thành phần khoáng và xác lập trạn g thái cân bàng Fouling Index Hữu cơ - clo tổng Hữu cơ - halogen hấp phụ Hữu cơ - halogen tổng H ữu cơ hoà ta n H ữu cơ hoà ta n sinh học H ữu cơ tự nhiên Huyền phù Hydrocacbon đa vòng thơm Keo huyền phù Vi lọc Lọc nano Nitơ hữu cơ (Nitơ Kjeldahl) Độ oxy hoá theo K M n04 Polyclorua nhôm Polyclorua biphenyl Polyclorua terphenyl Than hoạt tính bột Than hoạt tính h ạt Tổng các chất hữu cơ - halogen Trihalogen m etan Vi ô nhiễm hữu cơ Vi ồ nhiễm vô cơ Siêu lọc Tổ chức Y tế th ế giới

CÖ SỎ LÝ THUYỂT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯỎC Tự NHIÊN

5

MỤC LỰC

Lòi ntíi đầu Các chữ viết tắ t

Trang 3 4

Chương 1, Đ ại cương v ề nguồn nước 1.1. Tình trạng nguồn nưỏc hiện nay và tình hình sử (lụng nưỏc 1.2. Các nguồn nưóc tự nhiên 1.3. Thành phàn của nưốc 1.3.1. Các chấthuyền phù 1.3.2. Các chất hoà tan

7 9 9 9 10

Chương 2. Các quá trìn h xử ỉý nước 2.1. Keo tụ - tủa bông 2.1.1. Cô sỏ lý thuyết 2.1.2. Thực hành keo tụ - tủa bông 2.2. Làm trong 2.2.1. Lắng gạn 2.2.2. Lọc nổi 2.2.3. Lọc lóp cố định 2.3. Xử lý bằng than hoạt tính 2.3.1. Đặc tính chung của than hoạt tính 2.3.2. Co sỏ lý thuyết về hấpphụ 2.3.3. ứng dụng than hoạt tính 2.4. Oxy hóa và khử trùng 2.4.1. Co sỏ lý thuyết 2.4.2. Clo hóa 2.4.3. ứng dụng dioxit clo đổ khử trùng 2.4.4. Ozon hóa 2.4.5. Oxy hóa tiên tiến bòi O3/H 2O2 2.4.6. các phương pháp oxy hóa và khử trùngkhác 2.5. Điều chinh thành phân khoáng và xác lập trạngthái cân bàng của nưóc 2.5.1. Một vài cơ sỏ lý thuyết về cân bàng canxi- cacbonat 2.5.2. Trung hoà CO2 dư 2.5.3. ĐCTPK (cacbõnat hóa) 2.5.4. Thực hành sử dụng vôi và CO2 2.6. Các quá trình màng 2.6.1. Một số cơ sò lý thuyết 2.6.2. Thực hành vè lọc màng

12 12 20 25 25 30 31 37 37 38 39 43 43 47 51 57 60 61 65 65 68 68 71 72 72 74

MỤC L ự e

6

Chương 3. C ác lo ạ i ô n h iễm tr o n g nư ớc cầ n x ử lý 3.1. Tao 3.1.1. Hiện tuọng phì dưõng và tảo 3.1.2. Các loại tảo 3.1.3. Ấnh hưỏng của tảođến việc xử lý nước 3.1.4. Ngăn ngừa và xử lý tảo 3.2. Các tạp chất hữu cổ tựnhiên 3.2.1. Phân tích các họpchất HCTÑ 3.2.2. Ấnh hưdng của các tạp chất HCTN đến chất lượng nưỏc xử lý 3.2.3. Loại bỏ và chuyền hóa các tạp chất HCTN bằng phương phập xữ'ỉýtruyèn thống 3.2.4. Loại bỏ và chuyển hóa các tạp chất HCTN bằng biện pháp xữ lý tiên tiến . 3.3. Các chát vi ô nhiẽm hũu cơ (VONHC) 3.3.1. Nguồn gổc của các chất VONHC và các phương pháp phân tích 3.3.2. Loại bỏ và chuyển hóa các chất VONHC bjằng các biện pháp xử lý truyền thống 3.3.3. Loại bỏ và chuyên hóa các chất VONHC bàng các biện pháp tiên tiến 3.4. Các chất vi ô nhiẽm vô cơ 3.4.1. Nitơ vô cơ 3.4.2. Sắt và mangan 3.4.3. Nhôm 3.4.4. Chì 3.4.5. Clorit và clorat 3.4.6. Bromat Tài liệu tham khảo

77 37 78 79 79 81 81 83 85 90 93 94 97 100 102 102 107 112 114 117 118 122

7

Chương

1

ĐẠI CƯƠNG VỀ NGUỒN

Nưỏc

1.1. TÌNH TRẠNG NGUÒN NƯÔC HIỆN NAY VÀ TÌNH HÌNH s ử DỤNG NƯỒC Nước là nguồn gốc của sự sống, cần thiết không những đối với con người, súc vật mà còn đối với cây cỏ. Ngày nay, nước được thừa nhận như một nguồn tài nguyên chiến lược của mỗi quốc gia, và đo' là một trong các nguồn tài nguyên chủ chốt nhất của Trái Đất, bảo đảm sự an toàn thực phẩm, duy trì sự cân bằng của các hệ sinh thái, và đảm bảo sự hoạt động của con người trong một th ế giới đầy những biến động nhanh chóng về địa lý, xã hội và môi trường. Theo các số liệu gần đây(*), lượng nước ngọt có thể sử dụng được trên hành tinh chúng ta (không kể nước đdng băng và nguồn nước ngầm rất sâu) chỉ chiếm 0,26% lượng nước toàn thể, hoặc có khoảng 50.000 km 3/năm trong đo' chỉ 1/3 là cđ khả năng sử dụng vào việc sản xuất nước sạch. Sự đa dạng về không gian và thời gian của các nguồn nước, về nhu càu sử dụng là rấ t khác biệt, nhất là với các yêu cầu ngày càng tăng của các miền đất đang dần bị khô cạn, đang chịu một áp lực nặng nề về dân số và đang bị đe doạ bởi sự ô nhiễm tràm trọng do phát triển công nghiệp, nông nghiệp... Hình 1-1 trình bày sự phấn bố nguồn nước ngọt trên hành tinh và tình trạn g sử dụng nước ngọt của các miền dân cư trên thế giới. Xét trong phạm vi toàn càu, tình trạng cung cấp nước sạch hiện nay là không đáp ứng: cứ 5 người thì có 1 người thiếu nước uống, cứ 2 người thì có một người không được sử dụng,hệ thống nước được xử lý hợp vệ sinh và 5 triệu người chết hàng năm vỉ dùng nước bị ồ nhiễm. Trong tương lai, tình trạng khan hiếm về nguồn nước ngọt và sự cung cấp nước sạch lại càng tồi tệ hơn, do: • Sự biến đổi của khí hậu, xuất hiện nhiều vùng thiếu nước do khô cạn, hạn hán. • Do phát triển dân số: người ta dự đoán rằng, hai mươi năm sau, hơn m ột nửa dân số trên hành tinh sẽ sống ở các thành phố lớn và rấ t lớn. Hơn 50 thành phố sẽ vượt quá 9 triệu người, số thành phố hơn 1 triệu dân sẽ tăng tìl 280 hiện nay đến hơn 600... Assessment of water Resource and water Availability in the world; State Hydrological Institute St. Petersbourg Russie, Shiklomanov et al. 1996.

ĐẠI CƯỒNG VÈ NGUỒN NƯỐC

8

TÌNH HÌNH SỬ DỤNG NƯỒC NGỌT TRÊN THẾ GIỐI Nirớc mặn: 97,5% (đại diro-ng)

Nl,'ó'c nS9t: 2>24% Vùns c9'c (Antarclique, Greenland)

Nừức ngọt cổ the đạt được: chỉ bằng 0,26%

Hồ tự nhiên Hồ nhân tạo Nước chảy Nguồn tài liệu: Assessment of Water Resource and Witer Availability in the W)rld ; State Hydrological Institute, St. Peterbourg, Russie; Prof, f. A. Shiklomanov, et, al, 1996

CÁC sâiìệu vê'NƯỚC N6ỌT '

Các nguSa nảòc trên ih ể gio’i (% ) ý N tứ cn g ọ t...

...tro n g ưó

Băng hà

I

C

Khỏ nána s ’ứ dung ihiỊO đẩu ngtJdì(nghĩn MÚỉatình S .... .....= n 1 õ i\ ® *9*0 'L - —v ị Éấ y 9000 w Z8.3 ĩ a n p f Châu A' Bắc My f = = ồ 37,1 VW ' a á u P h ỉ^

nhdntaẻ-^

nghiệp

nSng nghióp

ô nhiêm Jo vi

Nam Mỹ

Bắc M ỹ

□ châtihải

g ) S/3

T ®

Tý tệ $ nhiêm (% tha» nguSn ô nhỉôm) Châu Ấti Châu A ' Cháu Phi

Chà*thái cổng

ChăuẮu

,

.

Thâm th a u /n ứ d c m ứa

khuân

Hình 1-1: Tình hình phân bố và sử dụng nước ngpt trên thế giới.

• Sự ô nhiễm nặng nề eủa các nguồn nước vì các hoá ch ất độc hại được sử dụng trong nông nghiệp và công nghiệp... Ví dụ, ở m ột số nước Châu Âu, các tầ n g đ ấ t co' rễ

0 0 SỎ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c Tự NHIÊN

9

âníSâu đều có, hàm lượng n itrat vượt quá tiêu chuẩn cho phép 20%, thuốc bảo vệ thực vậtcvưởt 70%. J Dò đđ, nếu không có một chính sách, chiến lược đúng đắn về khai thác, bảo vệ và sử đựng nguồn nưóc thhcon người, ngày càng phải tiến dần đến một sự khủng hoảng nghiêm trọng về nước. 1.2. CÁC NGUÒN NƯỎC Tự NHIÊN Có ba giai đoạn cơ bản tạo nên một chu trình luân chuyển của nước trên m ật đất: bay hơi, mưa - tuyết và dòng chảy. Nước rấ t phong phú trong thiên nhiên và che phủ 4/5 bề m ặt Trái Đất. Co' bốn nguồn nước tự nhiên chủ yếu: • Nước mưa: có chất lượng tốt, bão hoà C 0 2. Tuy nhiên, nước mưa sẽ hoà tan các chất vô cơ và hữu cơ khác nhau trong không khí và trong quá trình thấm qua đất. Nguồn nước mưa được sử dụng không nhiều lắm, chỉ giới hạn trong các trường hợp khó khăn về nước.

• Nước be mặt: đó là nước của các sông, suối, ao hồ (tự nhiên hoặc nhân tạo).... Chất lượng nước của sông phụ thuộc vào môi trường xung quanh, nghĩa là phụ thuộc vào nguồn ô nhiễm (nông nghiệp, công nghiệp, dân cư...). Ngoài ra, trong nước sông còn co' sự phát triển sinh sôi của vi khuẩn, biến đổi theo mùa. Các hồ cũng nằm trong tình trạn g như thế. Chúng có thể được xém như là các bể lắng co' những tính chất tương đối ổn định. • Nước ngầm: nước ngầm là nước ở dưới mặt đất. Cho đến những năm gần đây, nước ngầm vẫn chưa bị xâm hại bỏi các nguồn ô nhiễm, vì được lọc qua đất. Nước ngầm có ít vi khuẩn và chứa một nồng độ đáng kể các muối hoà tan (Fe, Mn...). • Nước biển: nước chứa tới 33 đến 37 g/1 muối hoà tan. Chỉ có nguồn nước ngầm, nước bề m ặt thường được sử dụng với quy mô công nghiệp để sản xuất nước sạch đáp ứng cho nhu cầu sinh hoạt con người. Nừớc Có những tính chất đặc biệt, do đo' nước trở thành một sản phẩm không th ể thiếu được trong nhiều ứng dụrig khác nhau. • Do tính phân cực mạnh, nước là nguồn dung môi tốt đối với các phần tử phân cực. • Do khả năng ion hoá, các phản ứng ion luôn được tiến hành dễ dàng trong môi trường nước • Do các tính chất vật lý, nước được sử dụng để làm chất tải nhiệt (nhiệt dung lốn, nhiệt độ bay hơi, Thl, cao, nhiệt hđa hơi lớn). 1.3. THÀNH PHẦN CỦA NƯÔC Tuỳ thuộc vào bản chất và xuất xứ của nguồn nước mà thành phần của nước (các chất chứa trong nước) khác nhau. Tuy nhiên, chúng ta có thể phân chia các chất trong nước thành các nhóm tuỳ thuộc vào kích thước và đặc điểm cấu tạo (hoá học, sinh học...) của chúng (hình 1-2). Ị.3.1 CÁC CHẤT HUYỆN PHÙ (HP) Gác chất HP thường co' nhiều trong nước bề mật. Đo' là các hạt rắn có kích thước

ĐẠI CƯONG VỀ NGUỒN NƯỚC

10

nhỏ, nổi lơ lửng trong nước. Kích thứớc của các h ạ t H P thay đổi từ 1 ¡um đến lm m CIO-6 - 10'3m). Chúng cđ th ể bị lắng gạn hoặc lọc trê n các m àng lọc có các đường kính lỗ cỡ l^ m . Các chất H P được tạo ra bởị.,các c h ấ t vô cơ (oxit kim loại, khoáng sét ...) và các sinh vật (vi khuẩn, tảo...). Người ta co' th ể loại bỏ H P bằng các kỹ th u ậ t cổ điển như làm trong (gạn, lọc đơn giản) hoặc bằng các kỹ th u ậ t hiện đại như kỹ th u ậ t vi lọc.

■Dưẽtnỹ kinh (m) /Õt0 1Ổ9 <* Phân ứ

fO

f
to'' 1jim

t0~ I

Trạng th á i keo

Vi'do, COCsét eâ cd feOOHj SÌOỉ CoCOj

__ _ Vikhuân H * -—

Virút

I> •

,T—

to

—tI! 1 <

torỉ 1mm .

10

‘

11

H ạ t h o y e ri p h ũ

' ;

<

rJ ữ

I*

Hình 1-2. Các tạp chất trong môi trường nước tự nhiên Các h ạ t H P nhỏ trê n 1 ụ m (hoặc nhỏ hơn vài micromet) và lớn hơn m ột vài nanom et được gọi là các h ạ t H P dạng keo. Các khoáng sét, các oxit kim loại, các cacbonat, cũng như các axit humic, các protein có khối lượng phân tử lớn và các vi rú t tạo ra loại H P ở trạ n g th á i phân tá n keo. Chúng được keo tụ - tủ a bông (coagulation - flocculation) để có th ể gạn lọc được bằng kỹ th u ậ t cổ điển. P hần lớn các H P ở trạ n g thái keo có th ể bị loại bỏ bằng phương pháp siêu lọc. Sự có m ặt của các h ạ t H P gây ra sự cản trộ ánh sáng truyền qua lốp nước do hiệu ứng khuếch tản Tynđan (Tyndall) và tạo ra độ đục của nước. Việc xác định lượng ch ất H P được thực hiện bằng cách lọc. Sau đó sấy (nung) ở 105°c và 550°c cho phép phân biệt được vật liệu H P ở dạng bay hơi v à dạng vô cơ. 1.3.2. CẤC CHÁT HOÀ TAN • Các chất khí: Các khí trong khí quyển dễ dàng hoà tan vào nước (độ ta n ở 10°c dưới 1 b a r là 23; 54 và 2318 mg/1 tương ứng với 0 2; N 2 và C 0 2. Nồng độ của chúng trong nước tu â n theo đ ịn h lu ậ t Henry: P o2 = * v ° 2]bh ’ trong đó : H q 2 : hằng số H enry của 0 2; [P2]bh ; nồng độ của 0 2 bão hoà; P-0 : áp su ất riêng phần của oxy. Độ tan của khí giảm khi nhiệt độ tăng. Nồng độ oxy trong nước là m ột th a m số quan trọng đối với mọi hệ sinh th ái dưới nước. Nồng độ đo' r ấ t nhạy với các ô nhiễm hữu cơ, Thực vậy, trong một hồ nưốc, lượng oxy nhận được là do kết quả đồng thời của oxy khí quyển hoà ta n và oxy sinh ra từ tổng hợp quang hoá (quang hợp). Ngược lại, oxy bị tiêu hao do sinh khối, trước hết do các sinh khối vi sinh vật, do các ô nhiễm hữu cơ bị phân huỷ do vi sinh. Tuỳ thuộc vào n h iệt độ (giảm về ban đêm ) hoặc vào lượng ô nhiễm du

c o SỎ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ố c Tự NHIÊN

11

nhập m à lượng oxy tổng cộng cố th ể thiếu "hoặc thìía cho các hoạt động của m ột hệ sinh thái dưới nước. • Các chất hữu cơ hoà tan Trong nước chứa nhiều chất hữu cơ. Nguyên nhản cđ thể là, nước ngấm qua đất, hoà tan các chất hữu cơ cđ trong đất, hoặc do sự phân huỷ của xác thực vật, động vật, hoặc do tác động của con người. Các chất hữu cơ hoà tan trong nước rấ t đa dạng và rấ t khác nhau về các nhóm chức. Một đặc điểm của chất hữu cơ hoà tan là nồng độ của nđ thường nhỏ (ng/1 - /íg/1) trừ các trường hợp bị ô nhiễm nghiêm trọng. • Các muối vô cơ hoà tan Các muối vô cờ là phần quan trọng nhất của các hợp chất hoà tá n trong nước tự nhiên. Hàm lượng của nó thay đổi (30 - 500 mg/1). Các nguyên tố chủ yếu là kim loại kiềm (K+, N a+) và kiềm thổ (Ca2+, Mg2+...). Độ muối cation bằng độ muối của các anion (OH-, C 02~ SO2-..). Fe và Mn cđ rấ t nhiều trong vỏ Trái Đ ất và chúng tan nhiều trong nước, với nồng độ từ 1 đến 10 mg Fe/1 và 0,1 - 3 mg Mn/1. Mặc dù không độc ở các nồng độ đó, song chúng cần được loại bỏ trước khi sử dụng (liên quan đến độ đục, màu sắc, sự kết lắng các oxit trong đưòng ống, phát triển vi khuẩn ưa sắt...). * *

*

Như vậy, nước tự nhiên là m ột hệ bao gồm nhiều hợp chất phức tạp: vô cơ, hữu cơ và sinh vật. Tuỳ thuộc vào nguồn nước và tình trạng ô nhiễm m à thành phần (nồng độ và chủng loại) các hợp chất sẽ thay đổi. Chất lượng của nguồn nước nguyên khai và tiêu chuẩn chất lượng nước sạch cần được sản xuất (cho mục đích ăn uống, sử dụng trong công nghiệp, nông nghiệp...) sẽ quyết định hạng mục quá trình, tính chất và quy mô của dây chuyền xử lý nước thích hợp.

Đ ể sản x u ất nưốc sạch người ta phải tiến hành nhiều công đoạn (quá trình) xử lý Gần th iết.
2.IULLL Phé bềto càa các kạí keo huyền phù ỊgBK). Noi chung, các chất ở- tr ạ n g th á i huyền phù cố kích thước khác nhau. Một số có kích thuốc và m ật đ ệ đủ lớn ầ§ cổ th ế đễ ầ&ng bậ-:sa lắng. Một số có kích thước đủ nhỏ (10‘8

CÖ Sỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ố c Tự NHIÊN

13

- 10"5 m), được gọi là huyền phù keo, trong những điều kiện thuận lợi, chúng có th ể kết tụ lại với nhau thành các tổ hợp (cụm) hạt lớn hơn, co' thể lắng gạn được. Sự tổ hợp đo' rất ít khi tự xẩy ra một cách tự nhiên trong nước vl hiệu ứng tương tác đẩy tĩnh điện giữa chúng (bề m ặt hạt keo mang điện), các điện tích cùng dấu cản trở sự tiếp xúc giữa các hạt. Thực vậy, tấ t cả các chất rắn ở dạng huyền phù đều co' thể tích điện khi tiếp xúc với nước. Các hạt keo, cũng như các hạt huyền phù khác là các hợp chất vô cơ (oxit kim loại, cacbonat, silicat, phosphat...) hoặc các chất hữu cơ (humic, protein, tảo, vi khuẩn...) đều cố các nhóm chức ion khi tiếp xúc với nước. Chẳng hạn, một oxit kim loại được cấu tạo từ các nguyên tử kim loại và các oxy theo hệ số tỷ lượng nhất định. Khi tiếp xúc với nước, trên bề m ặt của chúng có các nhóm hydroxyl (4 - 10 nho'm/nm2). Trên bề m ặt oxit kim loại, các nho'm OH tham gia phản ứng như là một áxit hoặc một bazơ tùy thuộc vào môi trường tiếp xúc: =Me- OH2 ^

sM e- OH + H +

K ị (hằng số cân bằng)

=M e-OH =

= M e-0 - + H +

K 2 (hằng số cân bằng)

Ví dụ: y-Al20 3 d-Al20 3 a- A120 3

p^i = 7,2 Vk \ = 7,4 vk \ = 6,4

pK 2 = 9,50 (25°c, 0,1M NaC104) (*) VK 2 = 10,0 (25°c, 0,1M NaClCỤ pk 2 = 9,25 (25°c, 0,1M NaC104)

Tuỳ thuộc vào pH của môi trường và các giá trị của các hằng số cân bằng K ị và K 2, oxit kim loại sẽ tích điện âm hoặc dương hoặc không tích điện. Trong trường hợp bề m ặt không tích điện, pH tương ứng được gọi là pH của điểm đẳng điện (pH0). Một sự giải thích tương tự đối với tấ t cả các hạt keo được cấu tạo bởi các axit amin (ví dụ: vi khuẩn, tảo) hoặc các axit cacboxylic (ví dụ: axit humic). Điện tích được tạo ra do pH của môi trưòng được gọi là điện tích sơ cấp củà hạt keo. Trong nứớc tự nhiên, hầu hết các hạt keo đều co' điện tích sơ cấp âm. Tất cả các điện tích sơ cấp của hạt keo được trung hoà bởi các ion trá i dấu trong một th ể tích nước cực kỳ nhỏ báo quanh hạt. Trong trường hợp điện tích sơ cấp là âm (hình 2-1), độ dày của nước bao quanh hạt gồm: (i) Lớp thứ nhất rấ t mỏng, nằm sát ngáy bề mặt phân cách lỏng-rắn được tạo nên bởỉ các cation, do đó m áng điện tích dương, đo' là láp Stern; (II) Lớp thứ hai dày hơn, được tạo ra bởi đa phần là các cation, đố là lớp Oovy-Chapman (hay còn gọí là lớp khuếch tán). Tập hợp của hai lớp đó mang tên "lớp kép", điện tích chung của no' là dương, như đã chỉ ra ở trên hình 2-1. Điện tích đo' trung hoà điện tích sơ cấp bề m ặt h ạt để sao cho toàn thể hệ có điện tích bằng 0, như trong lòng chất lỏng (phía bề ngoài của lớp kép), tại đo' nồng độ cation và anion bằng nhau. Lưu ý rằng, nếu điện tích sơ cấp là dương thì dấu của các điện tích trên hình 2-1, sẽ ngược lại, và điện tích của lớp kép là âm. Bên trong lớp kép tồn tại một m ặt trượt mà nhiều tác giả đã cho rằng nó là bề m ặt phân cách giữa hai lớp (lớp Stern và lớp khuếch tán). Do đó, nó là một cái ngưỡng mà 'lheo quy uức : pX =-lgX

CẤC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ N ư ó c

14

Hình 2-1. Lớp điện tích kép và minh hoạ về thế zeta cùa hạt keo có điện tích sơ cấp âm. 'Lóp điện tích kép" và minh họa ý nghĩa của thề zeta của một hạt keo có điện tích sơ cấp âm (theo Techniques de lĩngérứeur: Feuilet A 5350), I. hạt có điện tích sơ cấp ân; n. lóp Stem; m lổp khuếch tán Gouy-Chapman; IV. dung dịch cân tòng lon; A. bề mặt hạt rắn; B. bề mặt trượt; W0 : điện thế Nemst; Ệ : điện thế zeta. từ đó các điện tách của lớp khuếch tán không "dính" (không liên kết ch ặt chẽ) với bề m ặt h ạ t keo khi h ạ t chuyển động, Chính vì vậy, giữa bề m ặt trư ợ t và phía bên tro n g lòng ch ất lỏng x u ất hiện m ột điện th ố zeta (£). Giá trị của zeta'càng lớn chứng tỏ lớp kép càng dày và lượng điện tích tro n g lớp đó càng lớn. Do đo, dấu của điện th ố zeta cho phép xác định điện tích sd cấp và cấu trúc lớp điện tích kép của h ạt keo. N hư đã ntíi ở trên, các nhóm chức bề m ặt quyết định dấu của điện tích bề m ặt. Các nhóm đó là nguyên nhăn tạo ra các lực tương tác bệ m ặt. Giữa hai h ạ t keo luôn luôn tồn tại hai loại lực tương tác. (ỉ) Lực đẩy cd bản chất tĩnh điện (hoặc lực Coulomb) xảy ra giữa hai lớp kép có điện tích cùng dấu. (ii) Lực h ú t (London - van der Waals) cd bản chất vật lý, tác động trong m ột khoảng cách r ấ t ngấn. H ình 2-2 là sơ đồ biểu diễn các loại lực: VĐ: lực đẩy, với quy ước là dương; VH: lực hút, với quy ước là âm; VT là hợp lực của F đ và VH. N ếu VT dương, nghĩa là lực đẩy th ắn g lực h ú t và do đtí h ạ t keo bền vững, không xảy

c ỏ SỎ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯỐC Tự NHIÊN

15

Hình 2-2. Sự biến đồi cùa lực đầy (V q ), lực hút (VH) và lực tồng cộng (K.p) phụ thuộc vào khoảng cách giữa các hạt: cs, C’s : nồng độ hạt keo.

ra sự kết hợp (keo tụ). Nếu VT dương ít, bằng không hoặc âm thì có thể xảy ra sự keo tụ, bởi vì không co' một "hàng rào năng lượng" nào ngăn cách sự xích lại gần nhau của các hạt ứng với khoảng cách mà lực hút khá mạnh. Bấy giờ, các hạt huyền phù dạng keo trở nên không ổn định, dễ dàng kết hợp với nhau tạo ra hiện tượng keo tụ. 2.1.1.1.2. Cức biện pháp keo tụ Có bốn biện pháp hoá học keo tụ một hệ huyền phù dạng keo. a. Tăng lực ion Tăng nồng độ của chất điện ly trung tính (NaCl) dẫn đến giảm độ dày của lớp kép, và do đo', làm giảm lực đẩy tĩnh điện giữa các hạt. Tương tác tổng cộng trở nên bằng không, do đó, sự tổ hợp các hạt keo cđ thể xảy ra khi chúng tiếp xúc với nhau. Biện pháp này, thực ra, khó ứng dụng trong thực tế xử ỉỷ nước. Tuy nhiên, người ta co' thể quan sát hiện tượng keo tụ này ở vùng cửa sông chảy ra biển. Tại đo', do nồng độ muối cao, các hạt keo huyền phù bị keo tụ nhanh chóng tạo ra sự lắng đọng trầm tích bồi cạn cửa sông. b. Thay đổi pH Thay đổi pH của môi trường có thể làm mất điện tích sơ cấp (ứng với pH bề m ặt hạt keo là đẳng điện), do đó, làm giảm hoặc vô hiệu hoá các lực đẩy. Tuy nhiên, pH của nhiều loại hạt thường thấp (ví dụ pH 0 của sét montmorillonit = 2, của S i0 2 = 2, của tảo =3) nên cũng không th ể ứng dụng biện pháp này để keo tụ xử lý nước. c. ‘Đ ưa vào hệ một muối kim loại hoá trị III Đưa vào hệ huyền phù dạng keo một muối kim loại hoá trị III, có th ể thuỷ phân, ví dụ như muối sắt ferit hoặc muối nhôm, tạo ra nhiều cách keo tụ. ♦

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỐC

16

Thực vậy, việc đưa thêm các muối này, trước hết, gây ra m ột sự tăn g nhẹ lực ion (làm giảm điện tích và độ dày lớp kép), đồng thòi cũng làm biến đổi pH vì xảy ra sự axit hoá của môi trường. M ặt khác, cũng xảy ra sự hình thành các phức monome và oligome hoà ta n (chủ yếu bởi sự thuỷ phân), chúng m ang điện tích dương và có th ể bị hấp phụ trê n bề m ặt các h ạ t keo, làm tru n g hoà các điện tích sơ cấp m ang điện tích âm . Dồng thời, trong m ột số điều kiện n h ất định (pH, nồng độ...) sự thuỷ phân hoàn toàn của các ion kim loại sẽ dẫn đến việc kết tủ a các 0 X 0 - hỹdroxit kim loại v ô định hình và tủ a bông. Các "cụm bông" đó có th ể "bẫy" hoặc "bắt" các h ạt keo để rồi có th ể lắng gạn chúng. Sử dụng m ột kim loại hoá trị ba là m ột biện pháp thường hay được ứng dụng n h ất trong việc xử lý nước. d. Đưa vào hệ một polyme lự nhiên hoặc polyme tổng hợp D ưa vào hệ m ột polyme tự nhiên hoặc tổ n g hợp, thường là các polyme hữu cơ (amidon, alginat, polyelectrolyt tổng hợp), đôi khi polyme vô cơ (soi oxit silic) có th ể làm tru n g hoà điện tích các h ạt keo, vì các polyme m ang điện tích. Polyme tạo ra m ột càu nối giữa các h ạt với một khoảng cách lớn hơn khoảng cách hiệu dụng của các lực đẩy. Với cách keo tụ này, nếu dùng quá ngưỡng keo tụ thì lại dẫn đến sự tái xác lập trạn g th ái bền của keo. 2.1.1.2. K eo tụ bởi Al(III) v à Fe(III) 2.1.1.2.1. Phân ứng thuỷ phân Các tác dụng của sẳt và nhôm trong keo tụ là do sự co' m ật các sản phẩm thuỷ phân các muối của chúng. Đó là các phức hydroxit kim loại đa n h ân (polyme ta n hoặc không tan), chúng có khả năng tích điện cao. Các phản ứng chủ yếu để tạo ra các phức đó, cũng như các phản ứng của các monome được trìn h bày trong bảng 2-1.

0

0 pH A l ( t t t ) câ n b â n g

2

4

6

to pH Fe (tu) căn bấhg

Hình 2-3. Tính um lý thuyết của Ai VÌ! T e trong nước ở 25°c.

6

tỉ

14

c ỡ sỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ố c Tự NHIÊN

17

Các polyme được biết nhiều nhất là trihydroxit sắt và nhôm (các hằng số tính tan đã cho trong bảng 2-1), chúng kết tủa trong môi trường dưới dạng các nụ bông (vô định hình). Bảng 2-1. Các hằng số cân bằng trong phàn líng thủy phân cùa các oxit và hyclroxit cùa Al3+ và Fe3+ (*)

Phàn ứng

Hằng số cân bằng

logK (25°C)

Hình thành monome Al3+ Al3+ Al3+ Al3+

+ H20 = Al(OH)2+ + H+ + 2H20 = Al(OH)2 + 2H+ + 3H20 = AI(OH)3 + 3H+ + 4H20 = AI(OH)J + 4H+

*1 h (h h

- 4,97 (/ -9,3 (7 - 15,0 (/ - 23,0 (/

= 0) =0) = 0) = 0)

Fe3+ Fe3+ Fe3+ Fe3+

+ H20 = Fe(OH)2+ + 2H20 = Fe(OH)2 + 3H20 = Fe(OH)3 + 4H20 = Fe(OH)4

Kx

- 2,19 - 5,67 - 12,0 -21,6

= 0) = 0) = 0) =0)

+ Pl+ + 2H+ + 3H+ + 4H+

^3 >4

(7 (7 (7 (7

Hình thành poỉyme 2A13+ + 2PI20 = Al2(O H )|+ + 2H+ 3A13+ + 4FI20 = Al3(OH)4 + 4II+ 13A13+ + 28H20 = Al3(OH)24 + 32H+ 2Fe3+ + 2H20 = Fe2(OH)2 + 2H+

$22 $4J> $22, 13 $22

- 7,7 (7 = 0) - 13,9 (7 = 0) - 98,7 (7 = 0) - 2,95 (7 = 0)

K &0 K s0 K *0 x ,n

- 4,97 (7 = 0) -9,3 (/ = 0 ) 1,6 (3M NaC104) 3,55 (3M NaCl04) - 38,7 (3M NaC!04) - 27,5 (3M N aQ 04) - 16,6 (3M NaC104) - 45 (3M NaC104) - 51,9 (3M NaC104)

Chất rắn «-Al(OH)3 + 3PI+ = Al3+ + 3FI20 «-Al(OH)3 ( v ô định hình) + 3H+ = Al3+ + 3FI2Ớ «-FeOOH (rắn) + 3P1+ = Fe3+ + 3HLO «-FeOOH (vô định hình) +3FI+ = F e + + 3 H 2Ũ Fe(OFI)3 (vô định hình) = Fe3+ + 30PF Fe(OH)3 (vô định hỉnh) = FeOH2+ + 20H~ Fe(OH)3 (vô định hình) = Fe(OH)2 + OH’ Fe(OFI)3 (vô định hình) + OH’ = Fe(OH)4 2Fe(OII)3 (vô định hình) = F e 2(OH)2+ + 40H"

K \o *S2

K s4 K

s2

2

I lực ion .

2.1.1.2.2. Biểu đ'ô lính tan Các biểu đồ tính tan của nhôm và sắt trong nước tinh khiết co' th ể xây dựng xuất phát từ các giá trị hằng số cân bằng trong bảng 2-1. Hai ví dụ của biểu đồ được giới thiệu trong hình 2- 3. Trong đó, các đường nồng độ phụ thuộc pH co' dạng chữ V mà đỉnh của no' là nồng độ hoà tan tối thiểu của kim loại trong nước tinh khiết. Các hình chữ nhật "gạch gạch" trên hình 2- 3 là các miền (pH và nồng độ) được sử dụng thưòng xuyên của sắt và nhôm để keo tụ nước. Như vậy, dạng chủ yếu của hydroxit (*) V/ STƯMM and J J. MORGAN . Aquatic chemistry, 2nd edittion. John Wiley & Sons editor. New York. (1981)

CAC QUA TRINH XI/ LY NUOC

18

kim loại tồn tại tro n g môi trường sau khi keo tụ luôn luồn là Lưu ý rằng, tro n g quá trìn h hình th à n h các polyme vô kèm theo sự giải phóng các proton (axit) nên cần phải tiến ion cacbonat và bicacbonat, hoặc với m ột bazơ m ạnh để ổn keo tụ.

trihydroxit vô định hình. cơ của Al3+ và F e3+ luôn hành tru n g hoà hoặc với định pH tro n g quá trìn h

2.ỉ . 1.2.3. Cữ chề keo tụ bởi ion kim loại hoá trị III Co' hai cơ chế chủ yếu về keo tụ các keo hydroxit kim loại. Với nhôm (là trư ờ ng hợp nghiên cứụ nhiều nhất), biểu đồ keo tụ(*) có hai miền tối ưu (hình 2-4). Miên thứ n h ấ t nằm trong vùng pH gần tru n g tính, cơ chế chủ yếu là "bẫy" các h ạt keo trong các kết tủa. Điện th ế zêta (ệ) sau khi keo tụ không n h ất th iết bằng 0 (hoặc âm ), và liều lượng chất keo tụ đưa vào hệ không tỷ lệ với nồng độ của h ạ t keo. Vùng thứ hai tương ứng với các môi trường axit nhẹ (xung quanh pH = 5), ồ đđ, cơ chế chủ yếu là sự tru n g hoà điện tích âm của h ạt keo bỏi các polyme hoà ta n tích điện dương. Đối với vùng này, th ế zêta phải gần bằng 0, nồng độ chất phản ứng (gây keo tụ) tỷ lệ với nồng độ của keo và hiện tượng tái bền cd th ể xẩy ra trong trường hợp dùng quá liều chất gây keo tụ (làm cho lớp điện tích kép thay đổi dấu, th ế zêta ngày càng trở nên

100

30 10

t

o •Ạ 1 *

3

03

*4*

<1

Hình 2-4: Hai vùng keo tụ tối ưu đối với nhôm.

( ’)AWWA. Water quality and treatment a handbook of community watersupplied,4th edition, Me. Graw. Hill, USA (1990).

C ồ SỎ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ố c T ự NHIÊN

19

dương hơn). Vùng keo tụ này kho' ứng dụng với nhôm vì tính tan của nhôm vượt tiêu chuẩn cho phép đối với nước cho mục đích ăn uống (0,2 mgl/l) khác với trường hợp của sắt. Nguyên tắc loại bỏ các vật liệu hữu cơ hoà tan đều dựa cả trên hai cơ chế. Ớ vùng pH axit nhẹ (pH = 5 -ỉ- 6) các chất hữu cơ phản ứng với kim loại để tạo phức. Phức này kết tủa với điều kiện pH không th ậ t thấp và lượng chất keo tụ không th ậ t đủ. Nếu điều kiện đđ không đáp ứng thì nguy cơ xuất hiện dư lượng chất keo tụ (ngay cả khi nước đã lọc qua cát) vối một hàm lượng cao hơn nhiều so với hàm lượng dự tính theo các hằng số cân bằng. Lưu ý rằng, liều lượng tối ưu của sắt và nhôm tương ứng là 2 và 1 mg trên mg cacbon hữu cơ hoà tan (CHCHT), với pH axit nhẹ. Cơ chế thứ 2 ở pH trung tính ctí th ể là sự hấp phụ (do sự tạo phức) của các chất hữu cơ ở bề mật chất kết tủa. Hiệu suất loại bỏ các tạp chất hữu cơ rõ ràng là nhỏ trong trường hợp này. 2.1.1.3. T ủ a b ô n g Tủa bông là sự tô’ hợp các hạt keo đã bị keo tụ. Quá trình này chỉ co' th ể xẩy ra quá trình keo tụ. Về phương diện lý thuyết, đó là vấn đề nghiên cứu vận tốc kết tụ các hạt. . Theo Smoluchowski(*\ tốc độ kết tụ của các hạt keo đã keo tụ phụ thuộc chủ vào tầ n sô' va chạm có hiệu quả, vào đặc điểm của các hạt và vào thuỷ động học của trường.

sau của yếu môi

XJ l ý nude vã lãm sạch ( tình khìêt) nưác đ ã SỪ dung

0 ầ ị

ỉ Gradient »ăn tóc 6

Hình 2-5. Cắc biến số động học quyết định quá trình xử lý nước tự nhiên.

(*)R. O MELIA (1972), Coagulation-Flocculation in "Physico-chemical processes for water quality control", W. J. WEBER, John Wiley & Sons Editor, New York, 1972.

CÁC QUÁ TRÌNH x ử LÝ NƯỐC

20

Trong đó: X ' _ , v ^ ^—r, tỉ Số h ạt ban đầu N 0 với số h ạ t N ở thòi điểm t trong quá trìn h tủ a bông; a 0, hệ số va chạm có hiệu quả; Q, nồng độ th ể tích của các h ạt huyền phù; G, gradient vận tốc tru n g bình, G là hàm chảy rối của hệ (khuấy cơ học, tổ n th ấ t n ăn g lượng); t, thời gian khuấy trộn. Nói m ột cách khác, đối với m ột thời gian t đã cho, tích số a 0.Q.G càng lớn thì tỉ số N J N càng lớn, nghĩa là, sự tủ a bông càng hiệu quả. H ình 2- 5 cho các khoảng giá trị của các biến số động học phương trìn h Sm oluchouiski đối với quá trìn h xử lý nước tự nhiên. Để có m ột giai đoạn tủ a bông tố t thì cần phải co' sự kết tụ tốt (a gần bằng 1), có nồng độ keo càng cao càng tố t (Q cao), phải khuấy trộn nhanh và đủ lâu (không đập vỡ các cụm vừa được tạo thành bởi quá dư công suất). Điều kiện tối ưu của sự tủ a bông được xác định bằng thực nghiệm ở trong phòng thí nghiệm và với sự giúp đỡ của các số liệu lý thuyết. Tăng nồng độ hạt keo bằng cách kết tủ a các hydroxit nhôm hoặc hyđroxit sát, khi một trong hai chất đtí được sử dụng như m ột chất tạo keo tụ. Cũng co' thể bổ sung thêm các keo bentonit hoặc các loại cát cực mịn. Khuấy trộn nhanh và lâu có th ể tạo ra m ột vài bất lợi, làm phá VÖ các cụm vừa được hình thành. 2.1.2. THỰC HÀNH KEO TỤ - TỦA BÔNG 2.1.2.1. Định n g h ía Trong thực tế xử lý nước (ở phòng thí nghiệm hoặc n h à máy), keo tụ tương ứng với việc bổ sung các chất (tác nhân) gây keo tụ và khuấy trộ n nhanh trong m ột thòi gian ngán (10 giây đến một vài phút). Trong giai đoạn đó, xẩy ra sự khuếch tán các chất keo tụ, phản ứng giữa các h ạt keơ huyền phù, tạo ra các kết tủ a (keo tụ đơn thuần) và khởi đầu sự kết tụ (sự lớn lên của các cụm). Sự tủa bông tương ứng với giai đoạn lớn lên của các cụm với sự khuấy chậm trong m ột thời gian dài hơn. Trong giai đoạn đầu của sự tủ a bông, m ột tác nhân thứ hai có th ể được thêm vào (chất trợ tủ a bông) để co' th ể thích ứng vối sự khuấy trộn. 2.1.2.2. C ác tá c n h ân h o á h ọc 2.1.2.2.1. Danh pháp Về lý thuyết, tấ t cả các hoá chất đều là chất keo tụ, vì rằn g tác động đầu tiên của chúng là phá bền của hệ keo. Tuy nhiên, trong xử lý nước, người ta gọi chát keo tụ là các muối của sắ t và của nhôm và gọi chất tủa bông là các chất polyme tự nhiên hay tổng hợp, vô cơ hoặc hữu cơ. Những chất này, đúng hơn là, đóng vai trò hỗ trợ cho sự tủ a bông, bởi vì chúng được thêm vào sau chất keo tụ. Cách gọi tên chất "trợ tủ a bông” là ám chỉ dành cho các khoáng sét, vì khi thêm chúng vào sẽ làm tă n g vận tốc tủ a bông,

GO SỎ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯỐC Tự NHIÊN

21

mặc dàu nhiệm vụ chính của chúng là làm nặng thêm các cụm bông, để lọc sơ bộ trước khi đến thiết bị gạn. Cũng tương tự như th ế đối với than hoạt tính dạng bột được thêm vào. 2.1.2.2.2. Phản úng với kiềm Như đã nđi ở trên, các chất keo tụ kim loại (các muối nhôm và sắt) bị thuỷ phân trong nước để tạo ra oxo-hydroxit tan và không tan, và các proton. ở các giá trị pH thưòng ứng dụng trong thực tế keo tụ, thì phản ứng tổng quát co' th ể xem như phản ứng chủ yếu tạo ra các hydroxit kim loại. Vì trong nưốc tự nhiên luôn chứa một lượng kiềm nhất định nên axit dư (proton được tạo ra) sẽ phản ứng với bicacbonat canxi. 2 FeCl3 + 3 Ca(HC03)2 + 6 H20

-» 2 Fe(OH)3 (vô định hình) + 3 CaCl2 + 6 H 2C 0 3 A12(S 04)3 + 3 Ca(H C03)2 + 6 H 2Ơ -» 2 Al
-0 ,4 5

7,5 - 8% A12Ọ j

_ 0,22 - 0,24

Chất lỏng màu vàng nhạt (Tỷ trọng = 1,15 -ỉ- ự )

8 - 10% A120 3

© \

Chất lỏng màu nâu (Tỳ trọng 25°c = 1,45)

41% FeCl3 (1 g hoặc 0,69 ml chứa 410 mg FeCl3)

Bột trắng (Độ tan = 660 g/1) Dung dịch (Tỷ trọng -1,45)

Polyclorua nhồm Al11(ÓH)m(Cl)x(S04)y ơorua sắt FeCl3 (Khối lượng phân tử = 162,2g)

037

ON

-15% Al20 3

Sulfat nhôm AI2(S04)3.18H20 (Khối lượng phân tứ = 666,4g)

© 1

Lượng chất keo tụ g/cm3 ứng với mg/1 CaCỌj

Đặc điềm

ri

Hàm lượng (% khối lượng)

Các chất keo tụ

22

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỐC

2.1.2.3. P h ư ơ n g p h áp Ja-Text (Jar-Test) Phương pháp này được dùng trong phòng thí nghiệm để xác định các điều kiện tối ưu của sự keo tụ - tủ a bông.

Nông đ ậ cùa c h ế t keo iu hoăc chăt tua bõng

Hình 2-6. Thiết bị Jar-Test.

Ra

■Càn bùn Khuấy nhanh Khuây nhauh Khuây châm Lắng qan phQntán phèn ỉổn iKnykich ihùdc yã phản ưng Ỹã hăp phu Cam hat

Hình 2-7. Sơ đồ thứ tự thao tác cùa thí nghiệm Jar-Test.

Cồ s ỏ LÝ THUYẾT VÀ CÒNG NGHỆ x ử LÝ NƯỐC Tự NHIÊN

23

a. Mô tả phương pháp Thiết bị được sử dụng, nói chung, gồm một máy khuấy (kiểu chân vịt), có 6 cánh khuấy, có trang bị bộ biến' đổi vận tốc. Mỗi cánh khuấy ứng với một bình có th ể tích 1 lít (cd khắc độ phân chia thể tích đến 1 lít). Hĩnh 2-6 là sơ đồ thiết bị Jar-Test đang hoạt động. Mỗi một bình được đổ đầy một thể tích nước nguyên khai như nhau. Sau đó, tiến hành: 1) Cho chất keo tụ vào bình đồng thời khuấy mạnh (100 - 200 v/phút) trong 2 - 3 phút (đôi khi có thể dài hơn) và điều chỉnh pH (việc này có thể làm tníớc khi đưa chất keo tụ vào). Đây là giai đoạn keo tụ. 2) Khuấy chậm (20 - 40 v/phút) trong 5 - 10 phút. Đây là giai đoạn tủ a bông: làm to các cụm keo tụ. 3) Gạn lọc kết tủa trong thời gian 20 đến 60 phút. Hình 2- 7 trình bày dưới dạng sơ đồ cách tiến hành đó. Xin lưu ý rằng, đôi khi cần thêm hai thao tác phụ: (i) Đưa một chất tủa bông (hoặc than hoạt tính dạng bột) ở cuối giai đoạn keo tu và đồng thời khuấy nhanh. (ii) Lọc cát hoặc lọc màng sau khi lắng gạn, đồng thời xác định ảnh hưởng của sự keo tụ - tủa bông đến chất lượng nước đã lọc (sau gạn và sau lọc). Lấy mẫu nước đã láng gạn phải thực hiện cùng một độ sâu như nhau trong mọi binh bằng một ống chữ s mà đầu của ống (trong nước) hướng lên trên phía bề m ặt nước, sao cho không mang theo bùn lắng gạn. Các phép phân tích sau đây cần được tiến hành: - Độ đục (hoặc khối lượng chất huyền phù), - Chất hữu cơ (lượng cacbon hữu cơ tổng hoặc độ oxy hoá theo KM n04), - Lượng kim loại dư (Fe và Al) trong nước. h. Mục tiêu của phép thử Jar-Test Co' hai mục tiêu là xác định liều lượng tối ưu của chất keo tụ (và cả chất tủa bông) và xác định vùng tối ưu của pH keo tụ. Nói chung, người ta tiến hành thí nghiệm với các vùng pH khác nhau (giữa pH 5,5 và 7,5 đối với AI và pH 4,5 và 8 đối với Fe) ở một liều lượng không đổi chất keo tụ (2 mg Fe/mg cacbon hữu cơ hoà tan và lm g Al/mg caebon hữu cơ hoà tan). Sau phép thử này, cần tiến hành thêm một phép thử ở pH (tối ưu) với sự thay đổi liều lượng chất keo tụ để tìm được lượng chất keo tụ tối ưu tại một pH tối ưu. Đối với các loại nước giàu chất vô cơ (độ kiềm > 200 - 280 mg C aC03/l) thì chỉ cần tiến hành về phép thử xác định liều lượng chất keo tụ vỉ không cần phải quan tâm đến việc điều chỉnh pH nữa trong quá trình keo tụ. 2.1.2.4. M ột v à i sô' liệ u v ề th ự c h à n h k eo tụ - tủ a b ô n g 2.L2.4.1. Khái niệm vê khuấy trộn Keo tụ và tủa bông là hai giai đoạn buộc phải khuấy trộn hiệu quả. Dặc trưng của

CÁC QUÁ TRÌNH X ử LÝ NƯỐC

24

sự khuấy trộn hiệu quả là gradient vận tốc trong phương trình Sm oluchow ski. Trong trường hợp keo tụ, sự khuấy trộn phải m ạnh (G - 10 -T- 1000 s"1), và co' hiệu quả đối với thiết bị khuấy trộn tĩnh hoàn toàn đồng n h ất (chân vịt có bước đảo, bộ phận điều chỉnh tốc độ). T ủa bông chỉ được thực hiện trong điều kiện khuấy chậm để trá n h hiện tượng bào mòn, phá vỡ các cụm h ạ t « ?= 10 100 S 1), tro n g các th ù n g khuấy trộ n hoặc tro n g các hệ thống khuấy nhẹ khác, ví như các bể có rãn h chữ chi. Một sự tủ a bông tố t có th ể thực hiện trong th iết bị gạn lọc, ở đó thông số Q( nồng độ hạt) và thòi gian tiếp xúc t của phương trin h Smoluehowski là r ấ t quan trọng so với trong các th iết bị keo tụ khuấy trộn, ngay cả khi G khá nhỏ (G = 0,1 -ỉ- 1 S 1). Cuối cùng, có phương pháp được gọi là tủ a bông "nhanh", phương pháp này mới được phát triể n những năm gần đây, trong các công nghệ gạn lọc mới. Nội dung của phương pháp là thêm vào m ột lượng cát cực mịn vào vùng tủ a bông. Cát mịn có ba vai trò: tăng nồng độ th ể tích h ạ t (Í2 trong phương trìn h Smoluchowski) làm nặng thêm các cụm tủ a bông để tă n g vận tốc lắng gạn và lọc sơ bộ nước chảy vào th iết bị gạn lọc. Các nghiên cứu gần đây đã chứng m inh rằn g gradient vận tốc G trong trư òng hợp này cao hơn trong trư ờng hợp tủ a bông cổ điển. 2.1.2.4.2. Tính toán G Phương trìn h tổng q u át của G được xác định bởi biểu thức Camp-Stein(*\G = (p/v.p)° polyclorua nhôm) và, sau đó, được bơm vẩy trực tiếp vào nước nhờ m ột bơm định lượng thể tích, hoạt động của nd được khống chế bởi lưu lượng nước được xử lý. Khi các tác nhân xử lý đó ở dạng bột (thường đối với sulfat nhôm), việc hoà tan phải được thực hiện trong m ột thùng hoà trộn thao tác bằng tay hoặc bằng một dụng cụ • R. OMELIA (1972), Coagulation-Floculatlon in "Physico-chemical processes for water quality control", w J. WEBER, John Wiley & Sons Editors, New York.

CÖ SỎ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯỐC Tư NHIÊN

25

định lượng thể tích. Trong* trường hợp của Sulfat nhôm và của clorua sắt , nòng độ dung dịch gốc khoảng 100 - 200 g/1, của polyme (polyacrylamit) khoảng 2 - 5 g/1. C ác k é t lu ậ n c h ín h về k eo tụ - tủ a b ô n g

• Keo tụ - tủa bông là một công đoạn quan trọng trong xử lý nước bè mặt. Mặc dù, keo tụ và tủa bông là hai giai đoạn khác nhau (về lý thuyết cũng như thục hành), nhưng chúng luôn luôn gần liền nhau trong da số trường hợp xử lý nước. • Vè lý thuyết, keo tụ được định nghỉa nhu một quá trình giảm bót hoặc loại bỏ các diện tích bề m ặt hạt keo (loại bỏ thế zeia Ệ) dề sao cho dẫn đến sự kết hợp giữa các hạt keo khi chúng tiếp xúc với nhau. Dưa thêm một muối sắt hoặc nhôm là biện pháp thường hay dược sử dụng để xử lý nước. Việc đó đã tạo ra sự kết lảng của trihydroxit kim loại dưới dạng vô dịnh hình và bông xốp, nhờ đó các trihydroxỉt "bát giữ" và "thu gom" các hạt keo dể lắng gạn chúng. • Ánh hưởng của sắt và nhôm trong quá trinh keo tụ là do phản ứng thuỷ phân các muối của chúng. Lưu ý rằng, các phản ứng thuỷ phân dó luôn kem theo sự giải phóng các proton (tạo ra độ axít), do (ịó cần phải trung hoà băng các ion cacbonat và bicacbonat hoặc bằng một baza mạnh dể oh định p H trong quá trình keo tụ. • Tủa bông là sự kết họp của các hạt keo không bèn. Giai đoạn xử lý này chỉ có thề xảy ra sau giai đoạn keo tụ. Lý thuyết chỉ ra rằng, dề nhận dược m ột sự tủa bông tốt, thì phải keo tụ tốt, phải có m ột nòng độ cao của hạt keo và phải được khuấy trộn thích họp dể p h á t triển các cụm bông, không làm võ cụm khi dã liinh thành. • Ti'ong thực hành xử lý nước, keo tụ tương ứng với giai doạn khuấy trộn nhanh khi thèm chát keo tụ, trong m ột khoảng thời gian ngấn, còn tủa bông tương ứng với giai đoạn lán lên của các cụm bông nhờ khuấy nhẹ trong một thời gian dài. Các tác nhân hoá học thường dược sử dụng là các muối nhôm, Sulfat nhôm và polyclorua nhôm (PAC), các muối sẫt, clorua sắt. Các polyme dùng để keo tụ - tủa bông chỉ dược phép sử dụng cảc polyme tụ nhiên và một số polyelectrolyt anion. • Lý thuyết ve keo tụ - tủa bông chi là cơ sờ định tính. Do dó, luôn luôn cần phải tiến hành các thí nghiêm thực t ế "Jar-Test" ả tại phòng thi nghiệm. Mục đích của các thục nghiệm nay là: (i) xác dịnh liều lượng tối ưu của chất keo tụ và (ii) xác dinh vùng p H tối ưu cho sự keo tụ. Nói chung, người ta tiến hành các thực nghiệm với các p H khác nhau với một liều lượng chát keo tụ không đổi. Sau dó, tlêh hành ỏ p H không đổi (tói ưu) với các lieu lượng chát keo tụ khác nhau. 2.2. LÀM TRONG Trong m ột nhà máy xử lý nước bề mặt, giai đoạn làm trong xẩy ra tiếp theo sau giai đoạn keo tụ tủa bông. Nói chung, làm trong thường bao gồm hai giai đoạn: lắng gạn và lọc băng lớp cố dinh. Dôi khi sự lắng gạn được thay thế bởi cách lọc nổi. 2.2.1. LẮNG GẠN 2.2.1.1. Cơ sở lý th u y ế t Nghiên cứu sự lắng gạn (sự sa láng) là xem xét sự chuyền chỗ của m ột hạt hay m ột

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯÓC

26

tập hợp hạt trong m ột hệ lỏng tỉnh hoặc chuyển động. Khi xem xét m ột h ạt cô lập, có bản chất xác định, sa lắng trong một hệ chất lỏng tỉnh, thì các khái niệm cơ bản cùa sự láng gạn là tương đối đơn giản. Còn, ngược lại, trong trường hợp của m ột tổ hợp các h ạt (cụm bông) bị sa láng trong m ột hệ lỏng chuyển động ngang thì lý thuyết của nó là rấ t phức tạp. Biểu th ứ c vận tố c lắng Gọi V (m/s) là vận tốc láng của một h ạt càu trong nước ở trạ n g thái tĩnh, thì v s được biểu diễn bởi phương trìn h Stokes: d 2 . g . ( p s - Pl) us =

ĩậ ĩ

trong đó: d: đường kính tru n g bình của các h ạ t (m); g: gia tốc trọng trường (9,81 m/s2); p s : khối lượng riêng của h ạ t (kg/m3) hoặc 1000 X tỷ trọng; yOL: khối lượng riêng của nưồc ('■' 1000 kg/m3); p: độ nhớt động lực của nước ở nhiệt độ khảo sát [poa (poisseuille) = 0,1 N m s'2]. Biểu thức đtí là r ấ t quan trọng, nđ cho phép tính toán thời gian cần th iết để sa láng m ột h ạt đã biết từ một độ cao đã cho. Ví dụ, láng gạn một hạt cát 10 jụm trong nước 10°c, với độ cao 1 m càn phải m ất 10 phút, còri nếu một hạt keo cỡ 0,1 ¡um thì phải m ất 15 n ăm , lắng gạn m ột cụm hydroxit nhôm có kích thước 500 ¡um, m ất khoảng 40 phút. Trong khi xử lý nhốc dùng cho sinh hoạt, thường người ta phải tiến hành lắng gạn trong m ột dòng liên tục, nghĩa là, trong m ột dòng lỏng chuyển động. Co' rấ t nhiều kiểu dòng lỏng chuyển động thường gặp trong kỹ th u ậ t láng gạn:(1) láng gạn theo dòng thẳng đứng, thưòng được sử dụng trong các thiết bị Ìắng hình côn-trụ, vùng láng gạn nàm ở phần hình trụ; (2) láng gạn theo kiểu dòng chảy ngang, thường được sử dụng trong th iết bị lắng dạng hình hộp, nghĩa là, có các bề m ặt chữ nhật, và đôi khi, cũng áp dụng cho thiết bị lắng gạn hình trụ; (3) lắng gạn kiểu dòng nghiêng, xảy ra trong th iết bị ctí các tấm mong, dòng chảy th u ậ n chiều hoặc ngược chiều. Bảng 2-3: Biều thức của vận tốc nồi lên hoặc vận tấc Hazen (Vj.|) đối với ba kiều lắng gạn Kiều lắng gạn

Bicu thức Vị f

Dòng lòng thẳng đựng

y H = ^ S lg

Dòng lỏng chảy ngang

VH =
Qua tấm mỏng nghiêng (dòng lên và dòng xuống)

VH = QKN - l ) S ’lg.co sa

Trong tấ t cả các trường hợp, các hạt bị lắng gạn là các h ạt có vận tốc lắng vs cao

c ỏ s ỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯÓC Tự NHIÊN

27

hơn vận tốc nổi lên hoặc vận tốc Hazen. Bảng 2- 3 cho biết các biểu thức vận tốc Hazen đối với ba kiểu lắng gạn, với Q = lưu lượng, = bề m ặt lắng gạn, S’!, = bề m ặt của một tấm mỏng, N = số tấm mỏng, a — gốc nghiêng của tấm mỏng, = vận tốc Hazen. Mặc dù phương trình Stokes cho phép tính toán v$, nhưng người ta cần phải biết kích thước, khối lượng thể tích của từng hạt, đo' là điều thực tế không th ể làm được. Ngoài ra, đối với các thiết bị lắng gạn dòng chảy ngang và tấm mỏng nghiêng, một số h ạt có 0 «. thấp hơn càng được loại bỏ tốt hơn khi càng đi sâu vào bên trong th iết bị. Cuối cùng, các h ạt cố thể tiếp tục tủa bông trong quá trình sa lắng. Do đo' lý thuyết về láng gạn sẽ trở nên rấ t phức tạp, vì th ế cần phải xác định thực nghiệm (nhờ một tháp lắng gạn) về sự phân bố vận tốc của các hạt trong nước cần lắng gạn. 2.2.1.2. M ột v ài sô' liệ u v ề ký th u ậ t lá n g gạn Lý thuyết trình bày ở trên không xét đến các yếu tố thực tế về thuỷ lực, nghĩa là, các yếu tố như sự tháo bỏ bùn lắng, chế độ chảy xoáy cục bộ... Các công thức tính toán luôn luôn phải được bô’ sung các hệ số điều chỉnh lý thuyết (đặc biệt trong trường hợp lắng gạn kiểu tấm mỏng) và các hệ số thực nghiệm hoặc hệ số an toàn. Trong mục này, chúng tôi chỉ xin đưa ra các sổ liệu thực tế về vận tốc Hazen (bảng 2- 4) và mô tả m ột cách ngắn gọn về sự hoạt động của các thiết bị lắng gạn.• Báng 2-4: Giá trị vận tốc llazen cùa một số thiết bị lắng gạn chủ yếu được sử dụng đề làm trong các nguồn nước bề mặt

Kiều thiết bị lắng gạn Cư điền, hình côn-trụ dòng chày thẳng đứng

Ví dụ ,

Giá trị cùa V| ] (m/h)

Lưu lưọ-ng nhò 0,5 - 1

Cồ điền, hình hộp dòng chảy ngang .

Lưu lưcmg lớn

1- 15

Loại tấm mỏng hẹp, dòng ngược

Multillo

5-6

Lớp bùn cồ điền

PuLsator

2 -4

Ló-p bùn và tấm mỏng trong vùng lắng gạn (và vùng bùn) Super pulsator

4-8

'tuần hoàn bùn

Cỉrculator

2,5 (max)

Tuần hoàn bùn vói cát siêu mịn

Pluorapld, Cycloíloc

8-9

Công nghệ tiên liến

Densadcg

30

Công nghệ tiến tiến với tuần hoàn bùn và cát mịn

Actưio

30

• Các thiết bị lắng gạn cổ điển với dòng thẳng đứng chỉ ứng dụng cho các lưu lượng nhỏ của nước càn xử lý, trong đó vận tốc nổi hạt (vận tốc Hazen) khoảng 0,5 - 1 m/h.

• Các thiết bị lắng gạn cổ điển với dòng chảy ngang thường được thiết kế chồng xếp lên nhau. Vận tóc H azen nằm trong khoảng 1 và 1,5 m/h' Trình 2 -8 trìn h bày sơ đồ chung của m ột hệ thống bao gồm sự keo tụ, tủ a bồng và lắng gạn theo kiểu nằm ngang và nhiều tầng. • Thiết bị lắng gạn có lớp bùn (hoặc tiếp xúc với bùn) cớ nguyên tắc hoạt động là tủ a bông trong m ột vùng của bùn. Bùn được giữ ở một mức n h ất định (không đổi) đối với dòng chảy từ trên xuống trong-thiết bị lắng gạn hình trụ hoặc hình hộp. Do đđ, thời gian khuấy trộn chậm, nghĩa là, sự tủ a bông, trỏ nên rấ t quan trọng so với thiết bị tủ a bông cổ điển. Nồng độ th ể tích của các h ạ t rắn trong vùng tủ a bông có giá trị quan trọng không kém. Vận tốc tủa bông, do đó, tăng lên đáng kể (xét về lý thuyết), mặc dù gradient vận tốc nhỏ. Vì thế, các cụm bông to hơn và vận tốc H azen trong vùng lắng gạn lớn hơn. Vận tốc đó có th ể được cải thiện hơn nữa nếu người ta cho thêm các ống hoặc các tấm mỏng trong vùng lắng gạn và trong vùng bùn. H ình 2-9 đưa ra m ột ví dụ được nhiều người biết, đó là thiết bị Pulsator. • Thiết bị gạn lọc tuần hoàn bùn và cát siêu mịn có mục đích chính là tạo ra một vùng tiếp xúc tố t giữa nước đã keo tụ, bùn lưu Và cát siêu m ịn (tuỳ điều kiện). Sự khác biệt với th iết bị gạn lọc ctí lớp bùn tĩnh là: gradient vận tốc trong vùng bùn lớn hơn nhờ sự khuấy trộ n thuỷ lực hoặc cơ học được lắp đặt ở đáy thiết bị gạn ìọc. Ngoài ra, trong m ột vài trường hợp, một loại cát mịn có kích thước cỡ 20 - 100 fim được thêm vào lớp bùn (nồng độ cùa cát khoảng 1 - 2 g/1). Loại cát mịn này có nhiều chức năng: một là làm tốt thêm sự tủ a bông, thứ hai là làm nặng các cụm bông và làm tăng vận tốc sa lắng của chúng, thứ ba là lọc sơ bộ nước, trước khi chảy vào vùng xử lý tiếp theo. Cát mịn này sẽ được tách khỏi bùn bằng xyclon thuỷ lực,

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỚC

Hình 2-8. Hệ thống tủa bông - lắng gạn (nhiều tầng).

28

i lại tu ầ n hoàn, quay lại vùng bùn. H ình

Hình 2-9. Sơ đồ Ihiết bị gạn lọc Pulsator L nước nguồn (nguyên khai) đến; 2. nước đã lắng gạn; 3. tách bùn; 4. khu vục ồn định; 5. nước tren cùa k'rp bùn; 6. không gian (chuông) chân không; 7, bơm chân không; 8. van tự động; 9. các ống có đục lỗ; 10. hệ thống tập trung bùn; 1L vị trí đua chất phàn ứntỉ vào hệ.

Hình 2-10. Sơ đồ hoạt động cùa Cycloíloc: L đưa nước vào xừ lý; 2. phân phối nước; 3. vùng phàn ứng; 4. vùng lắng gan; 5. rãnh thoát; 6. nước ra đã xử lý- 7. bộ phận nạo bùn; 8. bề tách bùn; 9. bơm tuần hoàn; 10. xyclon thuỷ lực hoàn nguyên cát mịn; 11. hút bùn.

30

CÁC QUÁ TRÌNH x ử LÝ NƯỎC

2-10 giới thiệu m ột th iết bị gạn lọc sủ dụng cát siêu mịn kiểu Cyclofloc. • Thiết bị lắng gạn tiên tiến. Bây giờ cđ các thiết bị láng gạn, chúng cho phép lắng gạn nước cđ tốc độ H azen rấ t cao. Nguyên tác hoạt động cơ bản là: ghép vùng keo tụ và tủ a bông vào cùng m ột bộ phận (gradient tố% ||ậ 4ựợc chọn tối ưu cho keo tụ và tủ a bông), sử dụng thêm các chất đa điện ly, tu ẳn hoàn Bùn và/hoặc cát mịn, cũng như có thêm vùng lắng gạn kiểu tấm mỏng. Vận tọc H azện ẹó th ể đ ạ t đến giá trị 30 m/h. 2.2.2. LỌC NỔI ị. ' \ . > • Nguyên tắc cơ bản của lọc nổi là tạo ra các bđng khí để các bóng khí "bám" vào các h ạt rắn ở dạng huyền phù, làm cho các h ạt đó nổi lên. Lý thuyết và thực nghiệm đều chứng tỏ rằn g dường, kính tốỉ ưụ của bóng khí phải nằm giữa 50 và 70 ịẮn\. Để tạo ra các đường kính' đó ẹủa bổng khí, ngưòi ta phải hén nước ở áp su ất tương đối khoảng 4 5 bar, sau đó giảm áp đột ngột. ị • Tương tự với vận tốc nổi lên (hoặc vận tốc Hazen) trong lắng gạn; trong lọc nổi người ta sử dụng th u ậ t ngữ vận tốc lăng xuống. Dù th iết bị lọc nổi với dòng chảy thẳng đứng hoặc dòng chảy ngang, thì biểu thức vận tốc láng xuống đều là tỷ sô của lưu lượng nước và bề m ặ t tiếp xúc vởi lỏng trong vùng lọc nổi. Như trong trưòng hợp lắng gạn dòng chảy đứng, các h ạt co' vận tốc lọc nổi nhỏ hơn tốc độ láng xuống thì sẽ bị chìm xuống theo dòng nước. Lọc nổi là m ột giai đoạn xử lý nước bề m ặ t tương đối ít được sử dụng so với lắng gạn. Tuy nhiên, quá trìn h đó rấ t có ưu điểm để làm trong các loại nước bề m ặt chứa nhiều tảo và có độ đục thấp. Cũng như trong trường hợp láng gạn, cũng có m ột th iết bị phòng thí nghiệm để khảo s á t sự lọc nổi sau khi keo tụ - tủ a bông. Đó là thiết bị Flotatest, nó gồm một bình hình

Hình 2-11. Sơ đồ nguyên tắc của một thiết bị lọc nồi bằng không khí hoà tan (hoặc nước bị nén).

CO SO LÝ THUYẾT VÀ CỠNG NGHỆ x ử LÝ N ư ố c Tự NHIÊN

31

Hình 2-12. Sơ đồ nguyên tắc lọc nồi bằng ơzon.

côn-trụ, ở đáy có thề thoát những lượng nước khác nhau bị nén dưới các áp suất khác nhau, Các kết quả nhận được thường được biểu diễn dưới dạng độ đục (hoặc hàm lượng huyền phù) hoặc vận tốc lọc nổi tuỳ thuộc vào tỷ số thể tích không khí trên khối lượng huyền phù rán phải lọc nổi (as, m 3/kg hoặc cm3/g). .Trong thực tẽ, người ta thường xử lý trực tiếp nưóc nguyên khai dưới áp suất, chứ không phải nước đã bị keo tụ - tủa bông, vì các cụm bông thường không bền dễ bị phá vỡ. Hình 2-11 trình bày một sơ đò nguyên tác về lọc nổi bằng không khí hoà tan và có tu ầ n hoàn. Đối với không khí, ngư ôi ta thường sử dụng một hệ số tuần hoàn 10% (rj = 0,1), áp suất nén cỡ từ 3 đến 8 bar (kích thước bo'ng khí 50 đến 70 fim), và các giá trị a s bằng 6 đến 12 cm3 không khí/mg huyền phù. Vận tốc lắng chìm khoảng 5 - 8 m/h đối với cảc thiết bị tuần hoàn hoặc hình hộp. Lọc nổi bằng ozon là một kiểu lọc nổi tiên tiến được sử dụng kết hợp giữa lọc nổi và oxý hoá và khử trùng bằng ozon. Thiết bị phản ứng (hình 2-12) là tổ hợp của hai bộ phận, một để ozon hoá, tại đo' tạo ra các bọt khí ozon (200 - 500 //m) bằng dòng nước chảy qua các ống xốp (dẫn ozon đến), một bộ phận khác hoàn toàn dành cho lọc nổi, ở đo' vận tốc nổi bọt khí cỡ 2 đến 6 cm/s. Công đoạn này được đặt sau giai đoạn keo tụ tủa bông (nói chung bằng muối clorua sắt) và trước giai đoạn lọc. Liều lượng ozon thường được sử dụng từ 1 - 3 ppm. Thiết bị này được sử dụng đặc biệt cho nưốc phì dưỡng để loại bỏ các rong tảo và các chất làm bít tắc lớp lọc. 2.2.3. LỌC LỎP CỐ ĐỊNH Đây thường là công đoạn cuổi cùng của quá trình làm trong, trừ phi người ta còn muốn lọc thêm qua cột than hoạt tính (để hấp phụ một số chất cần thiết, sẽ no'i sau ở

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỐC

32

phần hấp phụ hằng than hoạt tính). Vai trò của sự lọc lớp cô' định không chỉ là cơ học (loại bỏ các chất gây đục) m à còn có th ể do'ng vai trò sinh học (chất m ang sinh học), n h ất là đối vối các quá trìn h lọc chậm. 2.2.3.1. Cơ s ổ lý th u y ết X ét về m ặ t jý thuyết, ỈQC là sự tách các phần tử rắ n của một ch ất lỏng nhờ một hệ thống phấn riêng tru n g Ễ&án, Hệ thổng loe này có th ể cổ độ 4ày rấ t mỏng (giấy, vải (lụa), m àng tổng hợp), tròng trường hợp này chứng ta có sự lọc "bề mặt". Trong thự c tế, lớp lọc thường bao gồm khối h ạt sít nhau (một lớp hoặc hai láp). Do đó, người ta no'i: lọc "theo chỉều sâu* hoặc lộc "khối". Q «ầ trìn h lọc này thưòng h ạ y được sử đụng đê’ làm trong nước bề nùỊd sau khi đã dược keo tụ - tủ a bông và láng gạn (lọc nổi). • Tẩn thất năng l*tc tạc cùa ỉáp ểọc: ngay khi CÒỊỊ mới, sự tổn th á t xảy ra là do trở lực đi qua lớp lọc của nước. Đối vối m ột mồi trự òng xốp đồng nhất, khi lớp lọc còn mới nguyên, biếu thức chung về tổrì th ấ t nẳng lực Ịẹc dược xác định bồi phương trìn h sau đây: L

k .v .U ịl - e)2 g.d2.e*sì>2

trong đó: AH: tổn th ấ t n ăn g lực lọc của lớp, m. cột nứớc; L: chiều cao của lớp lọc, m; v: độ nhớt động lực của nước, m2/s; U: vận tốe lọc (m/s) hay còn là tỷ số giữa lưu lượng vào và tiết diện của lớp lọc; é: độ xốp hoậc % độ rỗng trong lớp lọc; d: đường kính trung bình của các h ạ t lọc, m;
CO SỎ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯỎC T ự NHIÊN

33

bằng các lỗ rây ứng với 50% lượng vật liệu được lọt qua; kích thước hiệu dụng (mm) ứng với lỗ rây cho qua 10% vật liệu (còn lại trên rây 90%), hệ số hình dạng được xác định bằng tỷ số của kích thước lỗ rây cho lọt qua 60% vật liệu trên kích thước hiệu dụng. Vì phải thau rửa thường xuyên, nên chiều cao của lớp lọc bị giảm đáng kể sau một thời gian hoạt động. Để xác định độ hạt của lớp lọc người ta phải lấy mẫu ở tâm của lớp. Sự thau rửa kéo theo các hạt co' kích thước nhỏ, do đo' vật liệu lọc sau một thời gian chứa nhiều dạng hạt có kích thước khá lớn, nên khi đo các đại lượng về hạt (kích thước hiệu dụng, kích thước trung bình) như tiêu chuẩn ở trên thường cần phải xem xét, hiệu chỉnh.

các ông đo áp su ất

Hình 2-13. Dáng của các đường cong áp suất tĩnh trong một khối vật liệu lọc đồng nhất

• Khảo sát các đường cong biểu diễn áp suất bên trong lớp lọc để xác định độ dày của lớp lọc hiệu quả trong tầng lọc. Để làm việc đd, cần phải lắp đặt các dụng cụ đo áp suất tĩnh ở các điểm có chiều cao khác nhau trong tầng lọc. Dạng của các đường cong nhận được như trên hình 2-13. Lúc ban đầu, khi lớp lọc còn sạch, đưòng cong áp suất bên trong khối lọc là m ột đường thẳng. Trong quá trình lọc, lớp lọc bị bẩn và độ xốp của lớp lọc giảm. Nếu sự bám bẩn tương tự như nhau trong toàn khối lọc, thì các đường cong biểu diễn áp suất sẽ là các đường thẳng co' góc nghiêng cao hơn trưòng hợp của lớp lọc sạch. Co' th ể hình dung rằng, phần trên của lớp lọc bị bám bẩn, còn phần dưới vẫn còn sạch, phần này sẽ giảm đần trong quá trình lọc. Do đó, đường cong áp suất lọc co' thể được chia thành hai phần, phần đầu lõm xuống (so với đường AC) vì ở đó sự tổn th ất năng lực lọc khá lớn, sau đó, giảm dần và trở nên ổn định (không thay đổi) trong phần thứ hai. Khi phần thứ hai song song với đường của lớp lọc sạch thì có thể kết luận ràng, vẫn còn một số vật liệu sạch ở đáy khối lọc. Lưu ý rằng, sự bít tắc của vật liệu lọc rất đáng kể ở phần trên của lớp lọc. Nó có thể tạo ra một vùng giảm áp (vùng chân không), tại đđ, khồng khí hoà tan sẽ thoát

34

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỎC

ra và gây ra hiện tượng gọi là “nghẽn khí" trong lớp lọc. Điều quan trọng cần chú ý là: đường cong áp suất của lớp lọc phía trên bị uốn cong, càng bị uốn cong thỉ chứng tỏ lớp lọc càng bị bít bẩn và do đó, cần phải thường xuyên thau rửa. • Theo dôi chất lượng nước đong thời với sự suy giảm năng lực lọc: Sự theo dõi này trong m ột hoặc nhiều chu trìn h lọc cho phép kiểm tra sự hoạt động bình thường của lớp lọc.

& I V'*'»

<ặ

í!

Hình 2-14. Sự biến đồi chất lượng nước theo thời gian lục.

D áng của đường cong độ đục của nước được lọc phụ thuộc vào thời gian lọc thường bao gồm ba phần (hỉnh 2-14): thòi kỳ khỏi động, trong thời kỳ này chất lượng nước chưa tốt lắm; thời kỳ ổn định: độ đục của nước nhỏ và ổn định (const.), là thời kỳ hoạt động bình thường của lớp lọc; và một thời kỳ cuối cùng trong đo' độ đục của nưốc khồng ngừng tăng lên (tạo ra các rãn h chảy thoắt trong lớp lọc). Dường cong biểu diễn sự tổn th ấ t năng lực lọc tan g dần theo m ột độ nghiêng không đổi cho đến giá trị cực đại cho phép (quyết định bởi kiểu lớp lọc). Một chất lọc hoạt động bình thường phải đạt được năng lực lọc bình thường đến thời gian ¿2 (hình 2-14), thấp hon m ột ít 80 với thòi gian íj - thòi gian lớp lọc bị thủng, lúc đó, nước ra sau lớp lọc có độ đục rấ t lớn. 2.2,3.3. M ộ t v à i số liệ u v ậ n d ụ n g c h o sự lọ c lớ p c ố đ ịn h Khi xử lý nước bề m ặt, kỹ th u ậ t lọc lớp cô' định chủ yếu là dựa vào trọng lực. Người ta phân biệt hai kiểu lọc căn cứ vào giá trị vận tốc lọc: lọc chậm có vận tốc lọc từ 2 đến 10 m3/m2.ngày (2 đến 10 m/ngày hoặc 0,08 đến 0,4 m/h), lọc nhanh co' vận tốc từ 5 đến 10m3/m 2.h (5 đốn 10 m/h). Dù lọc nhanh hay lọc chậm, bể lọc hở thường gồm m ột ngăn hình hộp (bêtông cốt thép), chia thành hai tần g nhờ các tâm vật liệu xốp hoặc các vật liệu ngăn thích hợp, trên đo', người ta đổ chất lọc (ví dụ, cát...) và độ dày co' th ể thay đổi

c o s ỏ LÝ THUYẾT VÀ CỒNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c Tự NHIÊN

35

Hình 2-15. Mặt cắt của một bề iọc trọng lực cồ điền: L nước đến; 2. lóp lọc; 3. kênh nước đã lọc; 4. máng rửa; 5. van thài nước rửa.

từ 0,5 đến 2m. Nước đã lắng gạn được chảy vào phía trên (hỉnh 2-15) và bị chảy thấm qua vật liệu lọc, tấm ngăn ở phía dưới. Một số thiết bị, đôi khi khá phức tạp, đảm bảo cho lớp lọc một lưu lượng không đổi mà không cần phải nâng cao mực nước phía trên lớp lọc. ơ các bể lọc, luôn luôn có các thiết bị rửa, thông dụng nhất là rửa ngược nhờ một hỗn hợp không khí - nước, tiếp đến rửa'chỉ bàng nước. Lọc chậm xẩy ra qua hai giai đoạn (lọc sơ bộ từ 3 - 6 m/h, sau đo' lọc với vận tốc 1 - 2 m/h), trên cát có độ hạt 0,8 - 1 mm. Loại bỏ sự bít tắc bẩn vật liệu lọc được thực hiện tuỳ thuộc vào sự tổn th ấ t nâng lực lọc, còn sự thau rửa toàn bộ đôi khi tiến hành sau hàng năm. Kỹ th u ật lọc chậm này vẫn còn được sử dụng trong nhiều dây chuyền xử lý nước cũ vì nó co' một số ưu điểm, ví dụ như, no' n itrat hoá nitơ dạng amoniac rấ t hiệu quả vì có khả năng phân huỷ một phần các chất hữu cơ bằng sinh học. Tuy nhiên, cần có một m ặt bằng khá lớn (khoảng 50 lần lớn hơn so với lọc nhanh). Lọc nhanh qua một lớp cát là eách rất hay sử dụng để xử lý nước bề mặt. .Tuỹ theo kiểu lọc, chiều cao của cãt cỡ từ 0,8 đến 1,5 m, kích thước hạt khoảng 0,8 đến 1,3 mm và hệ số hình dạng là 1,3. Chiều cao của nước bề m ặt thay đổi tuỳ theo kỹ th u ật lọc, nằm giữa 0,5 và 1 m, tổn th ấ t năng lực lọc có thể đạt đốn 2,5 m cột nước. Việc rửa được tiến hành qua hai giai đoạn: giai đoạn đầu nhàm làm rung động lớp lọc bằng hỗn hợp không khí - nước (50 - 60 m/h đối với không khí, 5 - 1 0 m/h đối với nước) trong thời gian 5 10 phút. Tiếp đó, là giai đoạn rửa chỉ bằng nước (20 m/h) cho đến khi nước rử a trong suốt (thời gian thường lâu hơn 10 phút). Phương pháp lọc kiểu "hai lớp" thường được sử dụng để xử lý nước dễ gây bít bẩn. Phương pháp này nhằm tăng khả năng của lớp lọc, nghĩa là, tăng thêm thời gian lọc giữa hai lần rửa. Nguyên tắc của phương pháp là lọc sơ bộ nước bằng một lớp lọc thứ nhất (ở phía trên) có kích thước các hạt vật liệu lớn, tiếp đến làm sạch thêm bằng một lớp lọc

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯÓC

36

thứ hai (phía dưới) CÓ kích thước h ạt nhỏ hơn. Bằng cách này, người ta cđ th ể lọc với độ dày của lớp lọc dày hơn nhiều so với phương pháp lọc kiểu "đơn lớp". Cùng một lượng huyền phù bị giữ lại trong một th ể tích lớn hơn của lớp lọc và do vậy, sự tổn th ấ t năng lực lọc xảy ra chậm hơn. Nhược điểm chính của phương pháp lọc "hai lớp" là nguy cơ trộn lẫn các lớp trong quá trìn h thau rửa. Để hạn chế điều đó, cần phải sử dụng vật liệu ở lớp trên (dày khoảng 0,4 m) có m ật độ (khối lượng riêng) nhỏ hơn nhiều so với cát, ví dụ như, a n tra x it hoặc đá bọt (kích thước hiệu dụng 1,6 - 2 mni, hệ số hình dạng 1,5), hoặc than hoạt tính (kích thước hiệu dụng 1,2 mm, hệ số hình dạng 1,2 - 1,3) sau đo' mới đến lớp cát (ở dưới) (dày độ 0,6 - 1 m, kích thước hạt hiệu dụng 0,7 - 1 mm, hệ số hình dạng 1,2 - 1,3). C ác k ế t lu ậ n c h ín h v ề k ý t h u ậ t làm tr o n g b ằ n g lá n g g ạ n • K hi xử lý nước dùng cho sinli hoạt, biện pháp lảng gạn dược thực hiện trong dòng liên tục. Có rát nhiều kiểu dòng liên tục: (1) lắng gạn trong dòng thằng dứng (trên xuống) thường dược sử dụng trong thiết bị lẳng gạn hình côn-trụ, uừng lằng gạn nằm ở phan hình trụ, (2) lâng gạn trong dòng chảy ngang, thường dược sử dụng trong thiết bị hình hộp (các m ặt chữ nhật), và dồi khi trong thiêt bị lìinh trụ; (3) lảng gạn trong dòng nghiêng, trong các thiết bị tăm mòng có dòng chày ngược chiêu hoặc thuận chiều. m T)X>ng mọi trường hợp, các hạt rán có vận tốc làng, us, cao hơn giá trị vận tốc nổi lên (thăng thiên) hay còn gọi là vận tốc Hazen, V H thì chúng mói có thề bị loại bỏ bại lảng gạn. • Các thiết bị lắng gạn cổ điển bàng dòng chảy thảng đứng chi dược sử d ụ n g khi lưu lượng nước xử lý không lớn, vận tốc Hazen của hạt cỡ khoảng 0,5 đến 1 mịh. Các thiết bị lảng gạn dòng chảy ngang thường dược bố trí nhiều tang, vận tốc Hazen khoảng 1 1,5 rnlli. Các thiết bị lắng gạn có lóp bùn tỉnh (hoặc tiếp xúc với bùn) và cát m ịn có thể tủa bông trong vùng bùn. Do dó, thời gian khuấy trộn cliậm, nghỉa là thời gian tủa bông dài hon nhiêu so vói trong thiết bị tủa bông binh thường, các cụm bông thu dược to hon và vận tốc Hazen có th ể rát lớn ( 2 - 4 m/h), thậm chí, rát cao khi có m ặt của cát m ịn hoặc có các tăm mỏng (4 - 30 mỊh). Lọc nồi • Lọc nổi là một biện pháp xử lý nước bầ m ặ t dược sử dụng không p h ổ biến lẫm. Tuy nhiên, giai đoạn làm trong này khá hiệu quả dối vói niỉác chứa nhiêu rong; tậo vàịhoặc nước có dộ dục nhỏ. • • Lọc nổi bàng không k h í hoà tan dược vận hành với hiệu suất tuân hoàn cỡ 10%; và áp suất nén kh í 3 - 8 bar (kích thước bóng k h í 50 - 70 pm). Vận tốc làng chìm của hạt nằm giữa 5 - 8 mlh dổi với các thiết bị tuền hoàn hoặc hình hộp. Lọc lớp cố định Lọc lớp cố đ ịn h là biện pháp tách các hạt rắn (huyền phù) của m ột chất lỏng nhờ m ột môi trường (lóp) lọc. Lớp lọc thường bao gôm m ột khối vật liệu hạt (một lóp hoặc hai lóp). Lọc như vậy dược gọi là lọc "lóp cố đ ịn h ” hoặc "lọc khối". • Chính tại các nhà máy nước, người ta kiềm tra chất lượng lọc bằng các tham số: 11) d.ộ hạt của vật liệu lọc, (2) xác định dường cong áp suất lọc, (3) theo dõi dồng thời sự

c o s ò LÝ THUYỂT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯỐC Tự NHIÊN

37

tổn thát năng lực lọc và chát lượng nước đã lọc phụ thuộc vào thòi gian. • Khi xử lý nước bề mật, biện pháp lọc lóp cố định dựa trên nguyên tấc trọng lực, người ta phân biệt hai kiểu lọc dựa theo vận tốc lọc: lọc chậm với vận tốc lọc từ 2 đến 10 m 3/m 2.ngàỵ (2 dến 10 m/ngày hoặc 0,08 đêh 0,4 mỉh), và lọc nhanh với vận tóc từ 5 đêh 10 m 3/m 2.h (5 - 10 m!h). • Lọc chậm dược tiến hành qua hai bước (sơ bộ, từ 3 - 6 m/h, tiếp dến lọc trong từ 1 - 2 m/h) trẽn một lóp cát có dộ hạt 0,8 - Im m . Lọc nhanh qua một lóp cát là biện pháp hay dược dùng nhát dề xử lý nước bề mặt. Tuỳ theo kiều lọc, chiều cao của lớp cát khoảng 0,8 - l,5m , kích thước hạt hiệu dụng giữa 0,8 và 1,3 m m và hệ số hình dạng cỡ 1,3. Chièu cao cột nước trên b'ê m ặt lóp lọc, tuỳ thuộc kỹ thuật lọc, thay dổi từ 0,5 dén lm , tổn thát năng lực lọc cực đại có thề đạt đêh 2,5 m cột nước. • Việc thau rửa vật liệu lọc dược thực hiện theo hai bước. Bước thứ nhất nhằm làm rung dộng lớp lọc bằng một hỗn hợp không khí - nước (50 - 60 mịh dối với không khỉ, 5 - 10 mỊh đối với nước) trong khoảng 10 phút. Bước tiếp theo là bước rủa chỉ bầng nước (20 m/h). • Kỹ thuật lọc "hai lớp" dược sủ dụng dối vói nước dễ bị bít bân. Kỹ thuật này cô thề làm tăng dung lượng lọc, nghía là tăng thời gian hoạt dộng của các lóp lọc giữa hai lần thau rửa. Nguyên tấc của kỹ thuật này là sủ dụng hai lóp lọc: lớp trên có hạt lọc vói kích thước hiệu dụng lớn, lớp dưới có kích thước hiệu dụng của hạt lọc nhỏ hon so vói lóp trên. 2.3. XỬ LÝ BẰNG THAN HOẠT TÍNH Trong các nhà máy nước sản xuất nước uống, than hoạt tính được sử dụng dưới dạng bột (THB) trong các thiết bị gạn lọc, hoặc ở dạng hạt (THH) ở giai đoạn lọc, đặc biệt, sau giai đoạn ozon hoá (sẽ trình bày sau). 2.3.1. ĐẶC TÍNH CHƯNG CỦA THAN HOẠT TÍNH Than hoạt tính là một th u ật ngữ chung để gọi tên một dãy các vật liệu cacbon co' độ xốp lớn và do đó, có một bề m ật riêng rất lớn (500 đến 1.500 m2/g). 2.3.1.1. S ả n x u ấ t Trước đây cũng như hiện nay phương pháp vật lý để sản xuất than hoạt tính thường hay được sử dụng nhất. No' gồm ba giai đoạn nối tiếp: (1) sấy ngụyên liệu (gỗ, than bùn, than đá, gáo dừa), than hoá ở 500 - 6Ơ0°C, trong 5 * 6 giờ, (3) hoạt hoá ở 800 - 1.000°c, trong khoảng từ 24 đến 72 giờ, để làm tăng bề m ặt bên trong của vật liệu. Hiệu suất sản phẩm no'i chung là thấp: khoảng 100 tấn nguyên liệu, người ta mới nhận được khoảng 8 tấ n than hoạt tính. Gần đây, người ta cđ sử dụng phương pháp hoá học để điều chế than hoạt tính. Phương pháp này gồm chỉ một giai đoạn vừa than hoá vừa hoạt hoá ở 400 - 600°c trong 5 đến 24 giờ với sự có m ặt chất xúc tác. Hiệu suất sản phẩm cỡ 30% (8% đối với phương pháp vật lý). Dộ bền cơ học của sản phẩm không tốt lắm. 2 .3 . Ỉ.2. C ác đ ặ c tr ư n g c h ín h c ủ a th a n h o ạ t tín h Trong bảng 2- 5, trình bày các số liệu chính về các loại than hoạt tính của các hãng

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỐC

38

sản xuất khác nhau, để cho chúng ta hình dung các đặc trư ng cơ bản của th an hoạt tính. Bảng 2-5. Các đặc trưng chính cùn một vài loại than hoạt tính dụng hạt (T llll) Háng sàn xuất

CH EM VI RON

NOR1T

CECA

HI CA

Tên gọi Nguồn gốc •Kích thước hiệu dụng (mm) Hệ số hình dạng Mật độ bicu kiến (lóp than lèn chặt) Mật độ biều kiến (lóp than không lèn chặt) Độ vở vụn sau 750 lần va đập, % Độ vỡ vụn sau 15Ọ0 lần va đập, % Độ ầm cùa mẫu, % Độ tro Bề mặt BET (m2/g) Chi số íot (mg/g) Chỉ số phenol (mg/g)

F400 Khoáng sàn 0,55 - 0,65

ROW 0,8 Than bùn 0,79 1(24 0,38 0,36 16,5 330 <8 5 -8 900 1000 46

NC 60 Gáo dừa 0,53 Ị93 0 51 0,52 9 16 3,2

MCACTIH Gáo dừa 0,59 1,68 0,5 0,45 11,1 18,4

< 1,9 0,43 0,4 1L1 233 1 4,5 1050 - 1200 > 1050 30

—

< 1050 1120 28

—

3,7

36

2.3.2. CO SỎ LÝ THUYẾT VỀ HẤP PHỤ • Người ta cho rằng, các phân tử bị giữ lại trên bề m ặt th a n hoạt tính là- do hai » nguyên nhân: (1) hấp phụ vật lý (chủ yếu nhất) được thực,hiện bởi các tương tác yếu và thuận nghịch giữa các phân tử (chất hữu cơ...) và các tâm hấp phụ trê n bề m ậ t than hoạt tính, (2) hấp phụ hoá học. Sự hấp phụ kiểu này tậo ra các liên kết hoá học bện. • Mối quan hệ định lượng giữạ nồng
trong đó:

m

K . c ị /n

qe: lượng chất tan bị hấp phụ bởi m ột đơh vị khổi lượng th an ở trạ n g thái cân bằng; x: lượng chất ta n bị hấp phụ; m: khối lượng chất hấp phụ (than hoạt tính); Cc: nồng độ của chất tan trong pha lỏng ở trạn g thái cân bằng; K và h : các hằng số Freundlich.

C ỏ Sỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯỐC T ự NHIÊN

39

Phương trình trên có thể biểu diễn ở dạng tuyến tính: log <7 = lo g í: + - l o g C c n c Từ đó, chúng ta có thể xác định: 1 tga = —

O A ^ lo g if

Biết các giá trị thực nghiệm tga và OA, chúng ta sẽ xác định được n và K.

Các tham số ảnh hưởng đến cân bằng hấp phụ là bản chất của chất tan (độ tan, độ phân cực), nhiệt độ, pH và sự hiện diện của các chất tan khác. 2.3.3. ỨNG DỤNG THAN HOẠT TÍNH 2.3.3.1. T h a n h o ạ t tín h d ạ n g b ộ t (THB) Người ta đưa than hoạt tính dạng bột (độ hạt 10 - 50 /mi) vào giai đoạn đầu của dây chuyền xử lý sau keo tụ - tủa bông nhàm giảm bớt các ô nhiễm tạm thời hoặc bất thường (các chất vi ô nhiễm, chất hữu cơ, các hợp chất co' vị lạ...). Mặt khác, điều đó cho phép giảm bãt liều lượng ozon trong giai đoạn ozon hoá trung gian và tăng thời gian làm việc của lớp lọc than hoạt tính dạng hạt (THH) trong dây chuyền xử lý nước. • ,Xác định liều lượng THB: liều lượng THB được xác định như phương pháp thử nghiệm liều lượng hoá chất dùng cho phép keo tụ - tủa bông (phương pháp Jar-T est, xem phần Keo tụ - tủa bông). Bằng cách đưa vào nước các lượng THB tăng dàn và sau khi khuấy trộn, láng gặn và lọc, ngưòi ta xác định hông độ còn lại của chất ô nhiễm đối vối các liều lượng THB khác nhau và ở các thời điểm tương ứng với thời gian xử lý thực tế trong dây chuyền xử lý nước. Chất hấp phụ hiệu quả nhất và liều lượng tối ưu của nó

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỎC

40

được xác định x u ất phát từ các đường đẳng nhiệt hấp phụ. Liều lượng của THB có th ể được tính toán theo dằng nhiệt hấp phụ Freundlich, khi đã biết K và n: c o —c„e m = --------- 7 - ;

K .c ự "

trong đó:

c

: nồng độ chặt ô nhiễm trong nước ban đầu cần xử lý;

c : nồng độ chất ô nhiễm cần đạt được sau xử lý; K, n: hàng số Freundlich. • Liều lượng THB thường được sử dụng trong thực tế khoảng 10 đến 50 g/m3 nước cần xử lý. Người ta thực hiện bằng cách điều chế một hệ huyền phù th an hoạt tín h bột (THB) và phun vào hệ xử lý sau giai đoạn keo tụ, nghĩa là, ở giai đoạn tủ a bông (có th ể cho vào tiếp theo sau chất tủ a bông). • Các ưu điểm chính của THB so với THH: giảm đầu tư, dễ dàng vận hành, sử dụng bổ sung khi có xảy ra ô nhiễm đột xuất, hấp phụ nhanh, cải thiện chất lượng lắng gạn. • Các nhược điểm chính là: không th ể hoàn nguyên thu hồi than, giá th àn h cao đối với các hệ làm việc liên tục, việc bảo quản và điều chế huyền phù phải th ậ t đảm bảo an toàn, tinh sạch. 2.3.3.2. T h a n h o ạ t tín h d ạ n g h ạ t (TH H ) Người ta có th ể sử dụng THH trong kỹ th u ậ t lọc "đơn lớp", nghĩa là có th ể thay THH bằng cát, trong trường hợp này THH không chỉ đóng vai trò của vật liệu hấp phụ m à còn như là m ột vật liệu lọc. Hiện nay, THH thường được sử dụng trong giai đoạn sau lọc cát hoặc tố t n h ất sau giai đoạn oxy hoá (0 3 hoặc 0 3/H20 2). Nưốc cần xử lý không còn các h ạt huyền phù, do đđ có th ể sử dụng than có đường kính h ạt nhò (kích thước hiệu dụng: 0,6 đến 0,8 mm) và ít phải thau rửa, như vậy, người ta có th ể khai thác tốt hơn các tính ch ất hấp phụ của vật liệu. Công nghệ lọc bằng THH tương tự như đối với công nghệ lọc cát (xem mục làm trong). Các tầ n g lọc co' th ể kín và chịu áp su ất (thiết bị nhỏ) hoặc hở và chịu tác dụng của trọng lực (các thiết bị lớn), với chiều cao lớp lọc từ 1 - 2m và vận tốc ỊọPị từ 8 đến 15 m/h. Việc thau rửa lớp lọc thường được thực hiện bởi thứ tự: đầu tiên bằng không khí, sau đổ bàng hước. Để trán h sự tổ n th ấ t TH H tro n g khi rửa và sự phân tầ n g cởa th a n sau khi rửa, cần phải lựa chọn TH H có hệ số hình dạng trong phạm vi 1,5 - 1,7. • Lọc "hai lớp“ (THH/cát): Biện pháp nay có th ể là m ột cải tiến qứan trọ n g trong việc làm tă n g khả năng sản xuất của các nhâ máy hiến óđ thêm khoảng 20% m à không cần phải xây dựng, tra n g bị thêm những th iết bị mới. Lớp cát phía dưới co' kích thước cỡ 0,6 - 0,7 mm và lớp trên bằng THH (kích thưốc hiệu dụng 0,8 - 1,2 him). Sự chọn lựa vật liệu (bân chất, m ật độ, kích thước hiệu dụng, độ vỡ vụn) phải xuất phát từ các điếu kiện thuỷ lực (trở lực). So với lớp lọc cát, thì lớp lọc 2- lớp (THH/cát) cho phép cải thiện m ột cách rõ rệt chất lượng nước theo các tham số sau đây: độ đục, lượng chất tủ a bông còn lại, và hàm lượng các chất hữu cơ (giảm từ 10 đến 20%). M ặt khác, kỹ th u ậ t lọc hai lớp (THH/cát) rấ t co' lợi. Trước hết, cho các trường hợp khẩn cấp (thời tiết quá lạnh, về

C Ồ SỎ

LÝ TH U Y Ế T VÀ GỎNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c Tự NHIÊN

41

m ùa lữ, hoặc bị ô nhiễm bởi các chất hữu cơ). • Các mục đích chính của việc xử lý bằng THH: tăng cường khả năng loại bỏ các vật liệu hữu cơ tự nhiên, và hấp phụ các chất vi ô nhiễm hữu cơ ở trạng thái vết (thuốc trừ sâu, hỵdrọcacbon, dung môi clo hoá...). • Việc giảm nồng độ các chất hữu cơ tròng nước cần xử lỷ là điều rấ t đáng quan tâm , đặc biệt, đối với các chất hữu cờ hoà tan có khả năng phục hồi vi khuẩn (HCHTSH), táci dụng với d ò 'hoặc dẫn xuất elo để loại bỏ các hợp chất clo hữu cọ và mui vị lạ. Thực vậy, sự loại bỏ các chất hữu cơ đổ chỉ có th ể thực hiện được bởi các quá trĩnh hấp phụ (phần lớn, bầng lọc qua THH để loại bỏ các chất hữu cơ hoà tan, trong thời gian 2 - 3 tháng đầu làm việc, THH hấp phụ chủ yếu các hợp chất hữu cơ hoà tan) và bằng quá trình phân huỷ sinh học, quá trình này chỉ bắt đầu sau một thời kỳ hình thành các vi khuẩn thực vật. Chính nhờ quá trìn h này m à ngựời ta có thể giải thích khả năng làm việc lâu dài của các lớp lọc THH (hình 2-16).

’ffi/tA 2-M. Hấp phụ và phân huỳ sinh học của chất him cơ hơà tan (HCHT) trên lơp lọc TI IH.

Ban đầu sự loại bỏ chất hữu cơ là do THH, dần dần khả năng hấp phụ của THH giảm xuống và khả năng phân huỷ sinh học tăng lên đạt đến mức cố định. Với thời gian lưu của nước là 10 phút ở 18°c, hiệu suất loại bỏ chất HCHTSH là từ 50 - 80%, hoặc 10 đến 30% cùa HCHT. ở 8°c khả năng loại bỏ chất HCHTSH rấ t nhỏ, khoảng chỉ 20 đến 30%. Nếu việc loại bỏ chất HCHT, đặc biệt, chất H C H T SH ià nhiệm vụ chủ yếu thì trước khi xử lý bàng THH cần có sự xử lý bàng ozon để có thể kéo dài thời gian làm việc của

42

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯQC

lớp THH (trong nhiều năm), trong thời gian đó, lớp lọc THH cũng co' th ể sử dụng để loại bỏ các chất vi ồ nhiễm hữu cơ đột xuất, tuy nhiên dung lượng xử lý nhỏ hơn nhiều so với THH còn mới. • THH có th ể loại bỏ nhiều chất vi ô nhiễm hữu cơ bằng cách hấp phụ (xem mục chất vi ô nhiễm hữu cơ). Giống như khi sử dụng THB, tín h hiệu quả của TH H phụ thuộc nhiều tham số như: kiểu (loại) TH H , bản chất và nồng độ của ch ất vi ô nhiễm hữu cơ, các điều kiện vận hành của lớp lọc (vận tốc, chiều cạo của lỏp, thời gian lưu), cách xử lý trước khi sử dụng THH, và trước hết, hàm lượng chất HCHT trong nước. Do dó, khi xử lý atrazin, khả nâng hấp phụ được xác định trong nước tin h khiết theo phương trìn h đẳng nhiệt Freundlich có th ể đạt đến nhiều mg/g THH, song trong điều kiện thực tế, với nước bề m ặt, khả năng hấp phụ chỉ đ ạt vài /íg/g THH. Ngoài ra, thời gian sống (làm việc bình thường) của lớp THH có th ể được tăn g lên nếu giảm hàm lượng của các chất vi ô nhiễm khi đi vào lớp lọc THH bằng cách hấp phụ bổ sung với THB trưóc đđ, hoặc bởi sự oxy hoá (0 3 hoặc 0 3/H 20 2). Do sự hấp phụ là thuận nghịch, nên cần lưu ý ràng, khi lớp lọc đã bão hoà thi những biến đổi như: tă n g nhiệt độ (phụ thuộc vào mùa), giảm nồng độ cạc chất trong nước... cđ th ể dẫn đến sự khử hấp phụ các chất đã bị hấp phụ trước đó. Theo sự hiểu biết hiện nay, việc lựa chọn THH còn là vấn đề cần nghiên cứu lâu dài và tốn kém. Các nghiên cứu được tiến hành trong phòng thí nghiệm (trong reactơ gián đoạn) để xác định các hằng số động học, cũng như các thực nghiệm lâu dài tại chỗ ở các thiết bị lọc pilot bằng THH. • Trong rấ t nhiều tính chất khác nhaụ của lớp lọc THH, người ta có th ể chú ý đến khả năng làm trong và loại bỏ nitơ dạng am oniac bằng con đường sinh học (xem mục các chất vi ô nhiễm vô cơ), khả n ăn g khử các chất oxy hoá tồn dư và các sàn phẩm oxy hoá phụ khác, cũng như các clorit tro n g các giai đoạn oxy hoá - tru n g gian bàng clo, và với mức độ ít hơn, TH H có th ể loại bỏ ion brom at (xem chương các chất ô nhiễm hữu cơ). • TH H cd th ể được thay mới hoặc hoàn nguyên, khi người ta thấy nồng độ các chất vi ồ nhiễm trong nước được xử lý vượt quá nồng độ cho phép, việc hoàn nguyên THH được thực hiện bằng các bưóc saụ: (1) lấy TH H ra khỏi cột lọc và tách khỏi cát, (2) tách bỏ cốc tạp chất vô cơ bằng xử lý hoá học, (3) rửa THH, (4) loại bỏ các chất hữụ cơ bằng xử lý nhiệt, (5) kiểm tr a và xác định lại các đặc trư n g của than đã được hoàn nguyên. C ác k ế t lu ậ n ch ín h v ề xử lý b ằ n g th a n h o ạ t tín h • Than hoạt tín h là piột tên gọi chung cho m ột nhóm vật liệu cacbon hoá có m ột hệ mao quản bên trong khả p h á t triền ụà, do dô, có m ột bề m ặt riêng khá cao (500 đến 1500 m 2/g). • Đàng nhiệt hẩp p h ụ mô tả mối quan hệ tại trạng thải căn bằng và ở m ột nhiệt dộ dã cho, giữa nòng độ của m ột chát trong nước và nồng dô của nó trên bề m ặ t chát hăp phụ, Trong rát nhiều hệ thức thực nghiệm và bán thực nghiệm dược sử dụng d ề mô tả các dàng nhiệt hăp p h ụ thì phương trình Freundlich dược sử dụng p h ổ biến nhát. • Than hoạt tín h bột (độ hạt: 10 - 50 jum) dược dưa thêm vào dầu dây chuyền xử lý nước, sau kh i thêm chát keo tụ - tủa bông cho phép xù lý các ô nhiễm tạm thời (các vi ô nhiễm, chát hữu co, các họp chát gây vị lạ...) hoặc các ô nhiễm dột xu ấ t trong ngùôn nước

c o s ỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c T ự NHIÊN

43

nguyên khai. Sự xác định liều lượng THB dược thực hiện bằng phương pháp "Jar-Test". Người ta đưa vào nước các liều lượng THB tăng dan và do nồng dộ chất ô nhiễm trong nước sau khi dã khuấy trộn, lọc ỏ các thời điểm xác định. • Liêu lượng của THB thường dược sủ dụng trong khoảng 10 dến 50 g/m■? nước cân xử lý. THB dược sử dụng dưới dạng một hệ huyen phù và sau đó phun vào dây chuỳêv xù lý sau giai doạn keo tụ, nghía là ờ thài diểm tủa bông (có thề thêm sau khi cho chái tủa bông). • Từ một vài năm nay, than hoạt tỉnh hạt (THH) thường dược dưa vào dây chuyền xử lý, sau khi lọc cát hoặc (tốt hon) sau giai đoạn oxy lioá (0 3 hoặc O^IHj O j). Kỹ thuật lọc bằng TH H tương tự như kỹ thuật lọc cát, vói chiêu cao của lớp lọc tü 1 đến 2 m (kích thước hạt hiệu dụng: 0,6 đến 0,8 mm) và vận tốc lọc cỡ từ 8 dến 15 mịh. Lọc theo kỹ thuật "2 lớp" (THH/cát) có thề tạo ra những cỏi tiến quan trọng trong xử lý nước. • Việc lọc bằng TH H làm giảm nòng dộ các chát hữu cơ trong nước được xử lý, dặc biệt dối với các chất hữu cơ gãy ra sự phục hòi vi khuân trong mạng lưới phân phối nước (HCHTSH), giảm nhu cầu clo và các dẫn xuất tạo ra các vị lạ của nước. Nếu nhiệm vụ chính là loại bỏ các chất H CHT và H CHTSH băng THH tlìi trước cột lọc TH H nên có giai doạn xừ lý ozon - trung gian dề lam tăng thời gian làm việc của lớp TH H "sinh học", có khi dạt dến nhiều năm. • TH H có thề loại bỏ nhiều chất vi ô nhiễm hữu cơ có m ặt trong nước bằng co chế hấp phụ. Cũng như trong khi sử dụng THB, hiệu quả của việc sử dụng TH H phụ thuộc vào nhieu tham số như, loại THH, bản chát và nòng độ cùa các chất ô nhiễm hữu cơ, diêu kiện thao tác của cột lọc (vận tốc, chiều cao lớp lọc, thài gian lưu), các biện pháp xử lý trước cột THH, nhất là ham lượng của chát hữu ca hoa tan. Trong quá trinh xử lý, TH H càn dược thay mói hoặc hoàn nguyên. 2.4. OXY HOÁ VÀ KHỬ TRÙNG Cũng như trong công đoạn làm trong, oxy hoá là một công đoạn quan trọng trong xử lý nước. Thực vậy, nó luôn luôn có m ặt trong dây chuyền xử lý, ỏ giai đoạn khử trùng cuối cùng. Ngoài ra, việc sử dụng các chất oxy hoá trong các giai đoạn tiền xử lý và trước khi lọc cát hoặc lọc bàng than hoạt tính ngày càng phổ biến rộng rãi (hình 2-17). 2.4.1. CÔ SỎ LÝ T H U Y Ế T

2.4.1.1. M ột v à i k h á i niệm cơ sỏ về oxy h o á Theo quy. tác chung, người ta co' thể định nghĩa một tác nhân oxy hoá là một họp chát có khả nâng tiếp nhận electron từ một chát khử liên hợp. Chất oxy hoá + n- electron

Chất khử

• Đó là một phản ứng cân bằng. Phản ứng khử xảy ra từ trái sang phải (nhận electron bởi chất "oxy hoá”) hoặc phản ứng oxy hoá xảy ra theo chiều từ phải sang trái (m ất electron của "chất khử"). Hệ thức Nernst cho phép xác định hằng số cân bàng nhiệt động, hằng số đó là thước đo lực oxy hoá hoặc lực khử của các chất: w

o x /re d

=Eữ

o x /re d

R T [Oxp* -)_— ■■ • n p U > e ( J ]b ’

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỎC

44

Hình 2-17. Vị trí oxy hoá và khử trùng trong dây chuyền cư bán về xừ lý nước bề mặt.

trong đo': E

(hoặc E) là th ế oxy hoá - khử của một dung dịch chứa nồng độ chất oxy hoá [Ox] và của chất khử [Red] liên hợp;

c ớ SÒ LÝ THUYỂT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯỎC Tự NHIÊN

45

^ox/red ^ th ế oxy hoá - khử tiêu chuẩn của cặp oxy hoá - khử Ox/Red; R = 8,32 ju n moT1 K"1; F = 96.500 culong; n: số electron tham gia trong cân bằng; T: nhiệt độ Kelvin

(°c

+ 273);

a, b\ số ion tham gia phản ứng. • Bảng 2-6 trình bày các th ế tiêu chuẩn của một vài Cặp Ox/Red thường gập trong khi xử lý nước. Khả năng oxy hoá (xác định theo th ế tiêu chuẩn) là một tiêu chuẩn quan trọng nhất đê’ lựạ chọn một chất oxy hoá dùng cho xử lý nước. Tuy nhiên, các yếu tố khác cũng cần được xem xét như vi khuẩn và vĩrut (cần phải loại bỏ), bản chfit các chất khử hỗn hợp và sự hình thành các sản phẩm phụ do oxy hoá tạo ra, có tính độc hại hoặc mùi vị khó chịu (cần được hạn chế hoặc loại bỏ...). Bâng 2-6. Giá trị th ế tiêu chuần cùa một số cặp Ox/Red thường yặptronỵ xử lý niró*c đe uống

Phàn ứng Br2 (tan trong nước) +2e = 2Br' HBrờ + H+ + 2e = B r '+ H2ũ BrO' + H2ơ + 2e = Br' + 20IT Ci2 (khí) + 2e = 2CP I i ắ o + Ỉ I + +2e = c r + H 2o CIO' + I120 + 2e = c r + 2011' CỊGj (tan trong nước) + e - CIO^ C102 + H20 + 2e = CIO' + 2011 0 0 !" + 2H+ + e =C102 + Ì U O Fc3+ + c = F e 2+ 2H+ + 2e = H 2 2H20 + 2e = I1 2 + 2 0 II' \\20 2 + 2YỬ + 2e = 2H20 r io 2% - h 20 + 2c = 3Q11' I2 + 2e =21' NÌnO, + 41I+ + 2e = Mn2+ + 21120 MnO^ + 8H+ + 5e —Mn^+ + 4 H 2 O Mn°4 + 2H20 + 2e = Mn02 + 40H ' NO" + H20 + 2e = NO” + 2 0 H ' 0 2 + 4H+ + 4e = 2H20 ' 0 2 + 21120 + 2ư = H20 2 + 2011' .«3 +211+ + 2 e = 0 2 + 11,0 ... . O3 + H 20 + 2 c = 0 2 +2011 2SC)2 - + 2H20 + 2e = S2Ọ2 - +4011' + H20 + 2e = s ơ f + 2011' S4q r ~ + 2e = 2S2C^-

sọ2“

Thế (V) 1,087 133

0,70 V36 1,49 0,90 0,95 05 9

1,15 0,77 '0,00 -0,83 1,78 , ■. . 0,87 (153 1,21 131

....

059 0,01 1,23 - 0,15 2,Ọ7 ........ ¿4 - 1,12 -0,92

0,09 :

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỐC

46

2.4.1.2. M ột v à i k h ái niệm cơ sở v ề k h ử tru n g • Các vi sinh vật gây bệnh lan truyền trong môi trứờng nước là mối nguy hiểm đáng kể đối với sức khoẻ cộng đồng, sự khử trù n g luôn luôn là một khâu quan trọng trong dây chuyển xử lý nước sinh hoạt. Mục đích chính của khử trù n g là loại bỏ các vi sinh vật gây bệnh, vi khuẩn và virut, cũng như loại bỏ các m ầm co' hại thông thường khác. Do đo', khử trù n g là biện pháp (cuối cùng) để làm cho nước uống không co' nguy cơ độc hại về vi sinh v ật,.làm cho nước có một năng lực khử trù n g bảo đảm không cho tái sinh lại vi trùng, vi khuẩn trong m ạng lưới phân phối nước. • Cảc cớ chế về khử tru n g cửa vi sinh vật không hoàn toãn xác định. Một cách khái lược, người ta cho rằrig clo và dioxit clo có khả năng thâm nhập vào bên tro n g tế bào vi khuẩn và bao vây, hạn chế mọi hoạt động của men, trong khi đo' ozon tấn công vào m àng của vi khuẩn. Do chưa có các kiến thức đầy đủ về cơ chế của quá trin h khử trùng, thì các điều kiện tối ưu về khử trù n g được xác định xuất phát từ nhiều thực nghiệm, kinh nghiệm. Các công trìn h nghiên cứu luôn luôn tiến hành theo m ột cách thức n h ất định, nghĩa là, nghiên cứu lượng tử vong của vi sinh vật phụ thuộc vào hai tham số: thời gian t và nồng độ c của chất oxy hoá. • Dinh lu ậ t Chick được sử dụng để th iết lập phương trình về hiệu quả khử trùng: — = exp( - k .t) , trong đó: k

—A .cn ;

N : là sổ vi sinh v ật ban đầu cd m ặ t trong nước chưa khử trùng; lVt: số vi sinh vật còn sống sđt ở thòi điểm t, ứng với nồng độ chất khử trù n g C; . . . k: hằng số vận tốc, k phụ thuộc vào loại vi sinh vật, vào ch ất khử trù n g và vào điều kiện xử lý (nhiệt độ, pH, lực ion...); t: thời gian tiếp xúc với chất oxy hoá ; A: hệ số tử vong của vi sinh vật khi có m ật chất khứ trùng; C: nồng độ ch ất oxy hoá (giả th iết là const trong quá trin h khử trù n g ) n: hằng số, có tên là "hệ số pha loãng" (gần bằng 1). Phương trìn h trên chỉ rõ sự quan trọng của tích số Ct, nghĩa là tích số thời gian tiếp xúc t với nồng độ chất khử trù n g c . Tuy nhiên, việc xác định giá trị Ct là không dễ trong quá trìn h xử lý nước, để co' được một độ khử trù n g cho phép. Bởi vì, trong nước còn cđ nhiều chất hữu cơ tiêu thụ chất oxy hoá, pH của nước sẽ quyết định các dạng oxy hoá trong nước (clo, brom) và tính ổn định (ozon), vận tốc oxy hoá hoá học của các hợp chất hữu cơ và vô cơ... sẽ là những yếu tố quan trọng ánh hưởng đến giá trị c. Do đd, trong thực tế khử trùng, thường co' m ột sự thống n h ất nào đó xung quanh các điều kiện khử trù n g như được dẫn ra ở bảng 2- 7.

c o s ỏ LÝ THUYẾT VÀ CÒNG NGHỆ x ử LÝ NƯÓC Tự NHIÊN

47

Bảng 2-7. Điều kiện thực tế đề khử trùng nirức dùng cho sinh hoạt Chất oxy hoá Clo

DiCKit clo

Ozon

Đối với vi khuằn

Đối với vi rút

0,1 đến 0,2 mg/l

03 dến 03 mg/l

10 đến 15 phút

30 đến 45 phút

0,1 đến 0,2 mg/l

03 đến 03 nig/1

5 đến 10 phút

30 phút

0,1 đến 0,2 mg/l 1 đến 2 phút

0,4 mg/l 4 phút

Từ bảng 2- 7 thấy rằng, ozon là một chất khử trùng tốt hơn clo và dioxit clo. 2.4.2. CLO HOÁ 2.4.2.1. M ột v ài k h á i niệm v ề tín h c h ấ t c ủ ạ clo v à d ấ n x u ấ t c ủ a n ó Clo lắ một khí vàng - xanh, khi hoà tan trong nước, clo chuyển hoá thành axit hypoclorơ (HOC1), ion clorua (C1‘) và proton (H+) theo phương trình phản ứng: Cl2 + H 20 = ^ H 0 C 1 + Cl- + H + Axit hypoclorơ là một axit yếu, nó phân ly trong nước thành ion hypoclorit (CIO") và proton (H+) theo phương trình phản ứng: H 0C l= srC 10- + H + Các giá trị hằng số cân bàng của hai phương trình trên cho phép tính toán tỷ lệ các dạng khác nhau cua clo có m ặt trong nước (tinh khiết) phụ thuộc vào pH, như hình 2-18. Như vậy, trong đa số trường hợp của nước tự nhiên, clo hoà tan ở dưới dạng axit

Hình 2-18. Các dạng khác nhau của clo trong nuức linh khiết ừ 25°c.

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỐC

48

hypoclorơ và ion hypoclorit. Tổng của các dạng clo đó được gọi là giá trị clo tự do mà người ta thường xác định bằng đơn vị độ clo. lyiột dung dịch có m ột độ clo là dung dịch clo (bất kỳ ở dạng nào) cđ th ể thoát I*a 1 lít khí clo ở điều kiện tiêu chuẩn (0°c và 760 mmHg). Hoặc biểu diễn ở dưới dạng khác: _ 71g 1 độ clo = — = 3,17 g/1 (gam clo trong một lít nước) • Clo có th ể tác dụng với nhiều hợp chất vô cơ co' m ặt trong nước ở các nồng độ khác nhau. Trong các hợp chất đđ, đáng chú ý là các hợp chất của sắt, m angan, nitơ dạng amoniac, các n itrit, các bromua và iodua, các sulfua và các xyanua. Sự clo hoá các hợp chất sát, mangan, và các ion amoni, nitrit sẽ được trình bày chi tiết ở phần sau (chương 3). Dối với loại nitơ dạng amoniac (NH3), thì thấy co' sự hình thành cloamin (còn gọi là "clo kết hợp"), sau đồ cloamin bị oxy hổá tiếp thành N 0 phân tử. Phản ứng xảy ra như sau: 2 N H 3 + 3 HC10 = N 2 + 3 H 20 + 3 HC1 hoặc

2 N H 3 + 3 Cl2

= N2 + 6 n c i

!

Cần;chú ý rằng, 3 mol clo oxy hoá 2 mol NH 3 hoặc biểu diễn theo tỷ số khối lượng 7,6 mg Cl2/mg N. • Clo dễ dàng oxy hoá các ion bromua thành brom. Brom co' tính chất hoá học tương tự như clọ. Trong nước, brom có th ể hình thành axit hypobromua (và ion hypobromit). Brom phản ứng với am oniac và brom cũng tác dụng với các hợp chẩt hữu cớ hình thành các chất hữu cơ - brom, trong đtí có hợp chất bromoíbrm. Diều đđ cho phép giải thích vì sao nước chứa nhiều ion brom ua có th ể tạo ra các hợp chất hữu cơ - brom và các hợp chất hỗn hợp Hữu cơ - clo brom, sau quả trìn h clo hoá - tập hợp các trihalom etan (CHC13, CHBrCl2, CHBr 2Cl, CHBr3) được gọi là THM tổng. ; —! • Clo là m ột tác n h ân phản ứng có th ể oxy hoá nhiêu hợp chất hữu cơ, do đo, khổng th ể trán h khỏi sự hình thành các sản phẩm oxy hoá bằng clo là các hợp chất hữu cơ clo. Khả năng phản ứng của clo với các hợp chất hữu cơ co' th ể xác định bằng các hằng số vận tốc, bằng lượng clo tiêu thụ, hoặc bằng hiệu suất các sản phẩm clo hoá được tạo thành (TOX, chủ yếu là các cloroform), Sự tiêu thụ clo và sự hình thành cloroform có th ể xảy ra rấ t nhanh và rấ t đáng kể đối với m ột số hợp chất hữu cơ đơn giản (ví dụ, phenol, axit amin). Đối với các chất hộu cơ co' cấu trúc phức tạp (ví dụ: các chất humic, các protein), phản ứng có th ể xảy ra trong nhiều giờ vì cần rấ t nhiều tâm phản ứng với các hoạt tính khác nhau. Các sản phẩm khác ngoài TOX, giữa clo và chất hữu cơ đến nay người ta chưa biết hết. • N ăng lực khử trù n g của clo là rấ t cao. N ăng lực đó phụ thuộc nhiều vào loại vi sinh vật (các kén của am ip rấ t bền với clo so với virut, virut lại chống chọi với clo tốt hơn vi khuẩn), phụ thuộc vào pH, nghĩa là, vào dạng chất oxỷ hoá, vào môi trường phản ứng (lực ion, chất hữu cơ...). Xét về pH, thì axit hypoclorơ (HOC1) có ản h hưởng m ạnh hơn so với ion hypoclorit (CIO ). Ví dụ, ax it hypoelorơ ít n h ấ t hoạt động hơn ion hypoclorit khoảng 10 làn đối với E scherichia coli và khoảng 5 lần đối với viru t polyom elitic. Chú ý rằng, m onocloram in (NHC12) còn kém h o ạt động hơn ion hypoclorit.

CO Sỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c Tự NHIÊN

49

2.4.2.2. T h ự c h à n h sử d ụ n g clo v à h y p o c lo rit n a tr i Clo phân tử (điều chế bầng phương pháp điện phân clorua natri, NaCl) được bảo quản dưới áp suất (dưới dạng chất lỏng) trong các bình bằng thép. Clo được sử dụng qua một dụng cụ cloromet (hoặc dụng cụ định lượng clo) và một dụng cụ "bơm vẩy - thuỷ lực". Hypoclorit natri được gọi là "nước Javel" là một chất lỏng vàng - lục nhạt, sản phẩm thương mại là một dung dịch đẳng moi (đảng phân tử) của hypoclorit n atri và clorua natri, với một nồng độ tương đương 48 độ clo, hoặc khoảng 150 g clo tự do trong một lít. Việc sử dụng nước Javel đơn giản hơn nhiều so với clo phân tử. nhờ một bơm định lượng. Các phương pháp phân tích •

• định lượng do và dẫn xuất: các dung dịch đậm đặc của clo có thể dễ dàng định lượng bằng cách thêm vào các ion iodua ở pH 3 - 4 (môi trường axetic), sau đo' chuẩn độ iot tự do bằng thiosulfat natri với sự co' mặt của t.hiođen (hoặc tinh bột). Nồng độ của clo tự do (mg/1) được tính 35500 N X/V (X = ml thiosulfat, N = nồng độ đương lượng của thiosulfat, V = ml của mẫu cần chuẩn độ). Nồng độ clo tự do cần phải được xác định một cách nhanh nhất và chính xác nhất theo khả năng co' thể, ỏ phòng thí nghiệm phân tích hoặc ở nhà máy nước. Phương pháp dựa vào N,N - 1,4 - dietyl phenylendiamin (DPD) được ứng dụng khá phổ biến. Nguyên tắc của phương pháp là dựa vào sự oxy hoá DPD thành m ột cation gốc semi - quinonic màu đỏ, cường độ của no' được đo bằng bước so'ng hấp thụ trong vùng nhìn thấy 520 hoặc 550 nm, hoặc định phân theo thể tích. Cần lưu ý rằng, clo phản ứng tức thời với DPD, còn các cloamin vô cơ (clo liên kết) phản ứng chậm, trong khi đo' các cloamin hữu cơ phản ứng tương đối nhanh. Do đo', cần tiến hành đo nhanh sự hiện màu khi người ta muốn xác định clo tự do. Khi cần xác định clo tổng (tự do + liên kết), các iodua được đưa vào, và chúng bị oxy hoá thành iot bởi các clo liên kết, tiếp đến oxy hoá DPD bởi iot. Do đo' người ta có thể xác định được clo liên kết. Phương pháp này đáp ứng được điều kiện đo "hiện trường", được nhiều hãng sản xuất ứng dụng để đo từ 0,05 đến 10 mg Cl/1. • Phăn (ích THM: Dựa trên nguyên tắc chiết tách của THM bằng các dung môi hữu cơ hoặc bằng cách thoát khí (tăng nhiệt độ), sau đo' định phân khí bằng sắc ký khí. • Phương pháp định lượng hữu cơ - clo tổng (H C -C lo -T ) hoặc hữu cơ - halogen tổng (H C -H a lo -T ): nhiệt phân các chất hữu cơ - clo sau khi đã làm giàu chúng (tăng nồng độ). Việc xác định các halogenua tự do được thực hiện bằng phương pháp vi'điện lượng kế. Hàm lượng được biểu diễn bằng lượng clorua tương đương (mg cr trong 1 lít). Khi xử lý bằng than hoạt tính, người ta tiến hành phân tích hữu cơ - clo hấp phụ hoặc các hợp chất hữu cơ - halogen hấp phụ. Lưu ý rằng, các mẫu càn phân tích không được chứa clo tự do trước khi hấp phụ lên than hoạt tính. Nếu có clo tự do thì phải trung hoà, tốt nhất với m eta-acsenit natri, thậm chí với thiosulfat natri (để tránh sự khử của m ột vài chất halo - hữu cơ hấp phụ). 2.4.2 3. L ư ợ ng cỉo c ầ n th iế t (n h u c ầ u clo) đ ể x ử lý nước Trong thực tế, nhu cầu clo để xử lý nước phải được xác định trong điều kiện thực nghiệm. Nhu cầu đd phụ thuộc vào các sô liệu tại chỗ (thời gian lưu trong các bể dự trữ,

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỐC

50

trong các hệ phân phối nước). Người ta có th ể phân biệt hai phương pháp để xác định nhu cầu clo. • Phương pháp thứ nhất gọi là phương pháp "điểm gãy" Trong m ột dãy bình đựng cùng một th ể tích nước, ngưòi ta thêm dần vào các bình đó các liều lượng clo tăng dần. Nhu cầu clo của nưâc được xác định ở bình có sự bắt đầu x u ất hiện clo tự do sau một thời gian tiếp xúc quy định (thường là 2 giờ). Điều quan trọng là chỉ xác định clo tự do vì đo' là dạng hiệu quả n h ất của clo để khử trùng. Tuy nhiên trong nước tự nhiên thường chứa nhiều hợp chất khác nhau nên mối quan hệ giữa nồng độ clo tổng (tự do + kết hợp) với lượng clo thêm vào là khá phức tạp. Đối với nước chứa nitơ dạng amoniac, đường cong đo' được biểu diễn như ở hình 2-19.

C lo tr o n g d u n g d ịc h ( p p m )

( t ụ do Ỷlì£n k c tj

H ình 2-19. £>ưừng cong biều diễn quan hệ nồng độ do tồng với liều lượng cho thêm vào khi kháo sát một

nguồn nước tự nhiên.

Đường cong chia biểu đồ thành bốn miền: — Miền A: clo ban đầu bị tiêu thụ bỏi các chất rấ t hoạt động. — Miền B: hình thành các cloamin vô cơ giữa clo và nitơ dạng amoniac. — Miền C: phân huỷ cloamin bởi elo tự do. — Miền D: clo tự do (và các vết của tricloamin). Sự khử trù n g tối ưu chỉ có được đối với các lượng clo thực tế cao hơn lượng clo tương ứng với "điểm gãy". Theo lý thuyết, lượng đó (mg Cl/1) cần phải gấp 7,6 lần lượng nitơ dạng am oniac (mg N/l). Thực vậy, sự hiện diện trong nước nhiều hợp chất tiêu thụ clo nên lượng cỉo thực tế tăn g lên đáng kể. Ví dụ, với thời gian ba giờ, nhu cầu clo (mg Cl/1) đối với một vài nguồn nước tự nhiên được xác định bằng 7,6 X mg N (của NH 4 )/l + (0,5 ~ 0,7) X mg c (của tổng hữu cơ hoà tán)/l.

c o SỎ LÝ THUYẾT VÀ CỒNG NGHỆ x ử LÝ N ư ố c Tự NHIÊN

51

• Phương pháp thứ hai: theo dõi nồng độ của clo tự do trong dung dịch phụ thuộc vào thời gian. Trong trường hợp này, lượng clo cần thiết cho clo hoá được lựa chọn ứng với một nồng độ có clo tự do dư tồn tại sau một thời gian nhất định. Thời gian clo hoá phải có giá trị ngang với thời gian tích trữ nước trong các bể chứa, hoặc vài chục giờ (24 đến 72 h) để cho gần hợp với thời gian nước lưu thông trong mạng phân phối. 2.4.2.4. VỊ tr í c ủ a clo h o á tr o n g dây ch u y ên x ử lý nước • Clo hoá- sơ bộ hoặc clo hoá- trung gian đôi khi được sử dụng, chỉ là các biện pháp phụ trợ khi xảy ra sự phát triển mạnh của tảo hoặc do sự rối loạn hoạt động của lớp lọc vì hiện tượng nitrat hoá sinh học..., vì sự sử dụng clo và các dãn xuất clo cđ nhiều nhược điểm xét về m ặt xử lý míớc cho sinh hoạt. Khi xử lý sơ bộ nước bằng clo, điều bất lợi nhất là sự tạo ra nhiều hợp chất co' hại trihalometan và các hợp chất hữu cơ - halogen và gây vị lạ. Bởi vì trong giai đoạn đầu xử lý, nước còn chứa nhiều chất hữu cơ. Biện pháp xử lý clo- trung gian cũng chỉ được sử dụng hạn chế trong các trường hợp th ậ t cần thiết, như phải loại bỏ các tác động sinh học lên lớp lọc cát và, thậm chí cả lớp lọc than hoạt tính. • Clo hoá trong giai đoạn cuối của dây chuyền xử lý nước với mục đích khử trùng được áp dụng rộng rãi, vì một lý do đơn giản: clo là một tác nhân khử trù n g mạnh, vả lại, dễ dàng sử dụng (nhất là đối với nước Javel) và giá thành hạ. Lượng clo thực tế sử dụng thường rất khác nhau bởi vì no' phụ thuộc vào nhu càu clo của nước, nhu cầu đo' liên quan đến thời gian lưu của nước trong mạng phân phối. Người sản xuất nước co' một mục tiêu chính là giảm nhu cầu clo, do đo', trong các giai đoạn xử lý trước phải tối ưu hoá việc loại bỏ các tạp chất hữu cơ và các hợp chất vô cơ trong nước cũng ctí ý nghĩa tương đương với việc làm giảm thiểu nguy 'cơ phục hồi của vi khuẩn trong hệ phân phối nước. Lượng tổng clo thực tế bằng lượng nhu cầu clo của nước và lượng clo tự do càn thiết cho một sự khử trùng tốt. Nồng độ clo tự do bổ sung phải bàng khoảng 0,3 đến 0,5 mg Cl/1 trong thời gian 30 - 45 phút (0,1 - 0,2 mg Cl/1 trong khoảng 5 đến 10 phút và không có virut). 2.4.3. ỨNG DỤNG DIOXIT CLO ĐỂ KHỬ TRÙNG Dioxit clo (C102) là một khí nặng (2,4 lần so với không khí) màu vàng nhạt, không bền. Dioxit clo có độ oxy hoá của clo là +4. Nó tồn tại chủ yếu ở dạng monome và ctí đặc trưng chưa bão hoà. 2.4.3.1. C ác d ạ n g k h á c n h a u c ủ a d io x it clo tro n g môi trư ờ n g nước Tính tan của dioxit clo trong nước cao gấp 10 lân so với clo, tròng nước nó bị thuỷ phân theo phương trình: 2C102 + H20 = ^ H C 1 0 2 + HC103 Sự thuỷ phân này rấ t chậm trong môi trường trung tính hoặc axit nhẹ. Một dung dịch 10 g C102/l để trong bđng tối chỉ m ất 1% nồng độ ban đầu của nó sau bảy tuần. Tuy nhiên, trong môi trường kiềm, dioxit clo chuyển hoá bất thuận nghịch thành d o n t va clorat:

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯÓC

52

2C10 2 + 2 0 H “ =

CIO- + C 10j + H 20

Khi có m ặt ánh sáng (A= 365 nm) các dung dịch dioxit clo bị phân huỷ với một vận tốc phụ thuộc vào thời gian và cường độ chiếu sáng. Phản ứng tổng quát được mô tả như sau: 2C10 2 + hv + H 20 ---- * HC10 3 + HC1 + 0 2 Tăng nhiệt độ gây ra sự thuỷ phân dioxit clo thành clo và oxy. Dioxit clo là m ột tác nhân oxy hoá m ạnh, th ế oxy hoá - khử tiêu chuẩn của nó là 0,95V. Dạng khử của cân bàng oxy hoá - khử là ion clorit: C102 + e = : C 1 0 2

(E° = 0,95V)

Lưu ý rằng, các vết ion clorat (C10J) có th ể tạo thành từ một số phản ứng của dioxit clo vỏi các chất hoà ta n trong nước hoặc với m ột vài chất oxy hoá khác (clo hoặc ozon). 2.4.3.2. H o ạ t t í n h h o á h ọ c tr o n g m ôi tr ư ờ n g n ư ớ c Dọ trị số của th ế oxy hoá - khử tiêu chuẩn của nó, dioxit clo có th ể oxy hoá một số hợp chặt hữu cơ và vô cơ. • Phận ứng VỚI các hợp chất vô cơ Dioxit clo, giống như clo và các dẫn x u ất của nđ, phảh ứng nhanh với sắt ở dạng Fe2+, m angan Mn2+, các ion nitrit, sulfua và xyanua. Nó còn phản ứng với các ion iodua nhưng không phản ứng với ion clorua và bromũa:

E a /cr 1,36V E i’lOCl/CI

1,49V

và

E B r/B r >

1,087V và

E c ic y c io j 0,95V

E H O Br/Br > E CIÜ2/C I O j

1,33V

0,95V

Bảng 2- 8 trìn h bày các phản ứng chính của dioxit clo vái một số hợp ch ất vô cơ. Cần chú ý rằng, díoxit clo không phản ứng với ni tơ dạng amoniac. Bảng 2-K. Các phản líng hoá học chù yếu của dioxit clo V(H các họp chất vô

Phản ứng

Fe2+ + CI0 2 + 3I120 -* Fe(OH ) 3 (rắn) + Cl( >2 + 311+ Mn2+ + 2C I0 2 + 21 L O -» MnOo(nln) + 2C1Ü7 +4M + NO" + 2CI0 2 + Iĩ2ổ -* NO3 + 2 Q Q - + 2ìĩ+ 21' + 2 Q 0 2 - i2 + 2Q O J 4F + CI0 2 + 4H + ^ 2 L + cr + I 12 0 2 S2' + 2 ắ o 2 ^ so ]- + s + 2 CF CN' + 2CI02 + 201 r -» CNO' + 2CIOJ + I120 2CNCT + 6 CKJ, + 2Ỉ1?0 -* 2CO-, + (>C:iQ7 + R , -t-4H+ CF +2UCL + 2 H 2 o ’ -* 2 0 0 , +2CT +411+ O3 + c i o 2 -> CIOJ + o 2

Ti ìưựng (mgCIOó/nig hiyp chất)

CO'

Hằng số vận lốc

Ị2 mg/miĩ Fc 2,45 mg/!Tũ! Mn 9,64 mg/mg N -O5 3 mg/mu 1 (),1
3.103 M' ' s - 1 ử 22-24‘’C, pH2 5.103M i s ‘ i ừ 22-24°C, pH 8 m.lO-^M' V 1 ở 22-24°C, pH 8 MOO.kP m - ' s- 1 ợ 22-24°C, p ll 8 Tức Ihcri

5,19 mg/mg C’N 13,0 mg/mtí VN 1,9 mg/mg C.'I2 1,41 mg/ mg ũ 3

S.kP m -' s- 1 ứ 22-24°c, pH 8

(W .kP

m

- ' s 1 er

WOO.kP n f ' s'

1 ờ

22-24“C, p l 17 22-24”C, pH8

c ỡ Sỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c Tự NHIÊN

53

• Phản ứng với các hợp chất hữu cơ Do sự cđ m ặt của một electron tự do trong cấu trúc gốc, dioxit clo co' th ể nhận một electron từ các tâm giàu electron của các chất hữu cơ (liên kết đôi, nguyên tử nitơ, lưu huỳnh...) để chuyển một phần lớn thành ion clorit (30 đến 100%) và thành clorat (một vài %). Bảng 2-9 giới thiệu các phản ứng đặc trưng của dioxit clo. Dàng 2-9. Tính chất phản ứng cùa dioxit clo với các họ họp chất hữii cư trong niró-c (pll gần trung tính)

Mo cac hop chat häu ca Vi du Axit cacboxylic aliphatic Axil maleic

Ru'ou aliphatic Aldehyl vä xeton Axeton Axetylaxeton Amin va amit aliphatic Metylamin Dimelylamin T ninety lamin Urc Hydrat cacbon

Dioxit clo tiêu thụ Khoảng trị số, thời gian phán ứng

-1'ổc dọ phàn ứng Ilằng số tốc dộ

1linh thành ion clorit Khoáng trị số, Ihừi gian phàn ứng

Rất ít halt tính < 0,1 mg C102 / mg c, 15 giờ

Rất chậm < u r5 w 's '1 (iV2224UC)

Rất thấp

Rẩt ít hoạt tính

Rất chậm

Rất thấp

Phụ thuộc vầo cấu trúc

Phụ thuộc vào cấu trúc

Phụ thuộc vào cấu trúc

-

-

-

2,! mgCI02 /mgC, 15 giờ

< IO'5

(ờ 22-24°C)

-

Phụ thuộc vào cấu trúc Phụ thuộc vào cấu trúc Phụ thuộc vào cấu trúc ít hoạt tính < 0,1 M .S"1 (ừ 22-24llC) 5,8 mg CI02 /mgC, 24 giò' < 1 (ừ 22-24°C) 6 mg CI02 /mgC, 24 giờ 102 M-'.s-1 (ủ- 22-24°C) 5,8 mg CI02 /mcC, 24 giò' < 10"(> M'1* 1 (ờ 22-24°C) Rất ít hoạt tính

Rất chậm

Rất thấp Phụ thuộc vào cấu trúc

Alanin Xystein

ít hoạt tính trừ lưu huỳnh ít hạn lính trừ lưu huỳnh và chất thom và chất thom (ò 22-24°C) < 0,1 m gn02 /ntgC, 24 giờ 102 6 M'L s ' 1 ( ỏ ’ 22-24°C) -

Hop chat thom Phenol Anilin Nitrobenzen Benzaldchyt

Cao với nhóm phản úng Nhanh vói nhún phàn úng * Cao vói nhóm phàn ứng * 2,7 mgC102 /mgC, 15 giờ 5.10‘5M '1.s-1 (ứ 22-24°C) 13 mi'CI02 /mgC, 24 giờ 1 mgC102 /mcC, 24 giò’ 3,5 mgC102 /mgC, L5 giờ - .' < 0,1 mgG2 /mgC, 15 giờ < lO^M-'.s'1 (ớ 22-24°C) -

Axit amin

Hop chat humic Axit fulvic (Moulin Pagon-Vandee) Axit fulvic (Pinail-Vicnnc)

Cao 1,8 mg Cl2 /mgC, 24 giừ ự) mg Cl2 /mgC, 24 giờ

Phán ứng phức tạp

-

Cao 1,1 mcClQJ /mgC, 24 giờ

11 mitClOL /mcC, 24 liiờ

* Nhóm hoạt động của một vòng thom có khá năng cho electron (ví dụ -Oi l, -NH2), nhóm không hoạt dộng có khá năng nhận electron (ví dụ: -NO2 , -CỈIO).

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỐC

54

Lưu ý rằng, về lý thuyết, cloroform không bao giờ được hình th àn h trong phản ứng trự c tiếp của dioxit clo với các hợp chất hữu cơ này. Tuy nhiên, sự co' m ặt của ánh sáng, của than hoạt tính, hoặc của các phản ứng phụ, đã chuyển hoá m ột phàn các ion clorit và dioxit clo thành axit hypoclorơ, axit này sau đo' co' th ể tiếp tục tạo ra cloroíbrm (và các sản phẩm hữu cơ - clo khác) bởi các phản ứng với các chất hữu cơ. Ngoài ra, dioxit clo khồng th ể oxy hoá các íon brom ua thành axit hypobromơ. Do đo', sự co' m ặ t của các hợp chất hữu cơ - brom bằng oxy hoá một phàn chất hữu cơ khi cđ ion brom ua là rấ t ít khả năng xẩy ra, trừ trường hợp‘ có ánh sáng, hoặc m ột vài phản ứng phụ khác dẫn đến việc tạo ra hypoclorơ (một lượng rấ t nhỏ, hypoclorơ oxy hoá dễ dàng các ion bromua). Thực tế, các sản phẩm phụ của phản ứng oxy hoá bởi dioxit clo là các aldehyt (xuất p h át từ các am in), các quinon (từ các phenol) và các diaxit no và không no (từ các hợp chất thơm). 2.4.3.3. T Ín h c h ấ t k h ử tr ù n g c ủ a d io x it clo Tính chất diệt khuẩn, diệt virut, diệt bào tử nấm, diệt tảo của dioxit clo trong nhiều trường hợp cao hơn nhiều so với clo. Hơn nữa, độ ổn định của dioxit clo tương đối lớn (thời giàn bán phân huỷ trong bóng tối là 48h). Nhiều công trình đã tiến hành xác định lực khử trù n g của dioxit clo đối với các vi sinh vật khác nhau, ở các pH khác nhau. Một số giá trị nồng độ của dioxit clo để khử hoạt tính của một vài vi khuẩn hoặc virut đã được công bố. Các giá trị đó nói chung thấp hơn so với clp. Ví dụ, hình 2- 20 chỉ ra một vài giá trị của nồng độ và thời gian để nhận được 99% m ất hoạt tính của hai virut và của Escherichia coli. Kết quả đố đối với E-coli là hầu như không thay đổi tro n g khoảng pH rộng (6 đến 10), ngược lại đối với clo. Ngoài ra, đioxit clo có khả năng diệt tảo tốt, cũng như diệt bào tử nấm tốt.

Thỡi g ì an ị phút)

Hình 2-20. Khử halt tính đến 99% cùa Poliovirut ị Coxsakievirut A 9 và E. coii, phụ thuộc vào thòi gian và nồng độ của dioxit clo ừ

15°c và pH 7.

CO Sỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c Tự NHIÊN

55

2.4i3.4. T h ự c h à n h x ử lý nư ớ c b à n g d io x it clo Sản xuất và vận hành: dioxit clo gây nổ trong không khí ở nồng độ cao hơn 10% (theo th ể tích), nó được điều chế tại chỗ sử dụng dưới dạng một dung dịch nước. Có hai phương pháp để điều chế dioxit clo dạng dung dịch xuất phát từ dung dịch clorit. natri. (i) Phương pháp với do Phương pháp này có lợi nếu muốn xử lý đồng thời bằng dioxit clo và vối clo khi cần thiết (ví dựj để oxy hoá nitơ dạng amoniac). Tuy nhiên, no' lại ctí sự bất lợi do tạo ra các vết clorat (theo phản ứng chậm giữa dioxit clo và clo dư) cũng như do tạo ra các vết của THM (theo phản ứng của clo dư với chất hữu Cơ). CI2 + 2NaC102 = 2 C102 + 2NaCl (ii) Phương pháp với axit dohydric Phương pháp này tiêu tốn nhiều clorit natri, có ưu điểm là không phải sử dụng clo và clo không co' m ặt trong nước (hình thành clorat và các hợp chất hữu cơ - clo). 4HC1 + 5NaCl02 = 4 CI02 + 2H20 + 5NaCỈ Phương pháp được sử dụng nhiều nhất ở quy 111Ô công nghiệp là phương pháp với clo, hình 2-21 trình bày sơ đồ nguyên tắc chung để điều chế dioxit clo. Các cơ sở có th ể sản xuất giữa 30 và 10.000 g C102/h. Dung dịch điều chế (3-5 g C102/l) được "vẩy" vào nước xử lý (bằng bơm định lượng) theo mức độ mong muốn. Các dung dịch này có tính ãn mòn, nên các vật liệu sử dụng cần được lựa chọn, xem xét đến tính chất ãn mòn này.•

Hình 2-21. Sơ đồ nguyên lác chung đề điều chế dioxil clo.

• Các phương pháp phân tích Dựa vào các tính chất phản ứng mạnh của ion iodua với dioxit cỉo, phương pháp

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỐC

56

chuẩn độ các dung dịch đặc của dioxit clo được thực hiện trên nguyên tác chuyển iodua th ành iot, sau đo' định phân lại iot bằng thiosunfat n atri. Trong môi trường tru n g tính, chỉ có đioxit clo và clo cố th ể phản ứng: 2C10 2 + 21' = I 2 + 2C102Cl2 + 2 T = I 2 + 2C1' Trong môi trường axit (pH2), dioxit clo, clo hoặc ion clorit phán ứng với các iodua: 2C10 2 + 2T = I 2 + 2C10 2 2C102 + 8 H + + 8 T = 4 I2 + 2CL + 4 H 2Ồ Một dung dịch C102 nguyên ch ất giải pho'ng 0,5 mol iot/ m oĩ C1Ò2 ở pH tru n g tính và 2 5 mol iot/ mol c io " ở pH ạxit. Hai phép định phân đo' cho phép tính toán phần clo hoặc ion clorit trong dung dịch dioxit clo. Lưu ý rằrig, cấc ion clorat thực tế không tham gia vào phép định phân ở các giá trị pH đó. Sự định phân dioxit clo còn lại trong nước đã xử lý co' th ể được thực hiện bằng chính phương pháp định phân cìo tổng (DPD sau th êm iodua). Đo'Tà phương pháp quang phổ kế với axit alizarin violet N (ACVK) rấ t đặc trưng, dựa vào sự biến màu (ở 550 nm) của dung dịch ACVK ở pH xấp xỉ 8 . Sự phân tích bằng sắc ký ion cho phép chuẩn độ các am in clorit và clorat ở nồng độ vài chục ppb. Nhu eạu cùa dioxit clo cho xử lý nước vào

Như trong trường hợp clo, nhu cầu dioxit clo cho tnột :loạị nước phụ thuộc chủ yếụ thời giãn tiếp, xúc và vào hiệu su ất C102 được sử dụng.

Bảng 2-10 tập hợp một vài giá trị của nhu cầu dioxit clo đối với một số nguồn nước bề m ặt. Các thực nghiệm được thực hiện trong 24h phản ứng (ở 20°c và trong bo'ng tối) sau khi sử dụng m ột lượng dioxit clo (trong một bình kín) khoảng 1,5 đến 2,0 mg C102/mg HCHT. Lưu ý rằng, các giá trị của nhu càu dioxit clo (sau 24h) là khoảng lm g C102/mg HCHT.• .Bàng 2-10. Nhu cầu cùa dioxit d o và s ự hình thành clorit đối với một số niróx- mặt, sau 24h xử lý, ớ 20t,c CI02 sử dụng

CI02 tiêu thụ

Clorit hình thành

N ưóe bề mặl

1 ...............

mg/l

mg/mg CHCT

mg/l

mg/mg CHCT

8,1 5,1

L6

5,2 2,7

10 1,0

2

'

3

1 14,9

19 18

4

Ị

2,0

12,0 ■’ "

5,8

.

‘7,1

v

mg/mgCI()2 tiêu thụ 0,65 0.65

0,7

0,7

-15

0,63

• Vị trí cùa dioxit clo hoá trong dây chuyền xử lý nước Ba phẩm chất chủ yếu của dioxit clo: là một chất oxy hoá mạnh, chất lượng cảm quan cùa nước được xử lý tả n g lên (so với xử lý bàng clo) và không tạo râ (hoặc ít) các THM, các hợp chất hữu cơ - halogen.

CÖ Sỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ỏ c Tự NHIÊN

57

Với mục đích chủ yếu là để khử trùng, dioxit clo được sử dụng nhiều n h ất so với các tác nhân khác. Lượng C102 dư trong nước ở mức 0,1 mg/1 đủ để diệt khuẩn, 0,5 mgA để diệt virut. C102 cũng được sử dụng trong khâu tiền xử lý để chống sự sinh trưởng của tảo trong các công trình oxy hoá sát và mangan. Lượng tổng C102 thực tế khoảng 0,5 1,5 mg/1. 2.4.4. OZON HOÁ 2.4.4.I. M ột v à i k h á i niệm v à tín h c h ấ t c ủ a ozon Ozon là một chất khí được sản xuất từ oxy của không khí (hoặc từ oxy). Ozon được điều chê' ngay ở nơi sử dụng. Phân tử ozon (0 3) hoà tan trong nưốc (13 lần nhiều hơn so với oxy). Tuy nhiên, nồng độ ozon trong nước thường không cao bởi vì nồng độ ozon trong pha khí nhỏ ((15 đến 20 g 0 3/m 3 không khí), liên quan đến kỹ thuật sản xuất ozon hiện nay. Trong nước, ozon bị hoà tan một phần, phân tử ozon (0 3) thường không ổn định. Ngoài khả năng phản ứng mạnh với rất nhiều hợp chất vô cơ và hữu cơ, ozon có thể thoát khí khỏi nước và tự phân huỷ thành các gốc hoá học (gốc hydroxyl OH*, dưới tác dụng khơi mào của các ion hydroxit (OH ) (phản ứng (1) và (2)): 0 3 + OH- = HO- + * 0 2

(1 ) 0 3 + HO* (hoặc 0 2) = OH* + 2 0 2 (2 ) OH* + 0 3 •= HO- + 0 2 (3) Các gốc hydroxyl co' thể lại phản ứng vối 0 3 (phản ứng (3)) để tạo ra các gốc hydroperoxit, các gốc này lại tác dụng với 0 3 để tạo ra các gốc hydroxyl (phản ứng (2 )). Do đó, một nồng độ ozon 5mg 0 3/l trong nước tinh khiết ở pH 8 sẽ giảm xuống còn lại một nửa sau 20 - 30 phút. Nếu trong nước co' các chất hữu cơ và/hoặc vô cơ tương tác với ozon, thì tính ổn định của ozon nói chung sẽ giảm đáng kể. Tuy nhiên, một số hợp chất lại ổn định ozon trong nước, ví dụ như, các ion bicacbonat và cacbonat. Ozon có th ế oxy hoá - khử tiêu chuẩn rất cao (2,07V), và do đó, co' khả năng oxy hoá nhiều hợp chất hữu cơ và vô cơ. Các kết quả của rất nhiều công trình nghiên cứu trong lĩnh .vực này chứng tỏ rằng, nhiều phản ứng của ozon với các hợp chất vô cơ xẩy ra cực kỳ nhanh. Đó là trường hợp của sắt, mangan, nitrit và sulfua. Co' một số phản ứng khác xẩy ra chậm hơn, nhưng rẩt quan trọng, ví dụ như, vối các ỉon bromua. Các ion này bị oxy hoá đến brom, rồi sau đó đến bromat. Cuối cùng, người ta cũng chú ý đến m ột số phản ứng chậm của ozon với nitơ dạng amoniac ở pH gần trung tính. Phản ứng của ozon phân tử với các hợp chất hữu cơ trong môi trường nước là một đề tài của rấ t nhiều công trình nghiên cứu. Khả năng phản ứng của ozon phụ thuộc rấ t nhiều vào cấu trúc của các hợp chất hữu cơ. Ozon phản ứng dễ dàng với các hợp chất thơm (hydrocacbon thơm), axit amin và các hợp chất humic. Các sản phẩm phụ chủ yếu của phản ứng ozon hoá là các cấu trúc chứa oxy như kiểu axit cacboxylic, xeton, và aldehyt. Lưu ý rằng, với sự có m ặt của bromua và một sô' hợp chất hữu cơ (ví dụ các hợp chất humic), ozon hoá có thể dẫn đến sự hình thành hợp chất bromoform. Ozon hoá sơ bộ các chất hữu cơ (trước giai đoạn xử lý bằng clo) sẽ làm giảm lượng các chất hữu cơ - halogen còn lại trong nước xử lý. Ngoài ra, ozon hoá còn làm tăng khả

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ N ư ố c

58

nâng phân huỷ sinh học của các chất hữu cơ. Có thể nói, ozon là một chất khử trù n g tố t n h ất so với các chất oxy hoá khác. Các số liệu nghiên cứu về khả năng loại bỏ vi sinh vật cho thấy rằng ozon hơn hẳn các chất khác về khả nâng diệt virut và diệt kén amip. 2.4.4.2. Đ iều c h ế v à th ự c h à n h o zo n h o á Ozon được điều chế tại chỗ sử dụng, bằng pho'ng điện qua không khí hoặc oxy. Một máy phát, (điều chế) ozon gồm hai điện cực co' giá đs cách điện, và có dòng không khí hoặc oxy thổi qua. Một máy phát công nghiệp gồm nhiều máy phát nhỏ ghép song song (nàm ngang hoặc thẳng đứng) xem hình 2-22.

Không khỉ vào

Kh đã

Hình 2-22. Sơ đồ máy phát ozon cônũ nghiệp.

Sự phân huỷ nhiệt của ózon ở nhiệt độ thường là rấ t đáng kể, nên các quá trìn h công nghiệp hiện nay chi đạt được một hiệu suất năng lượng dưới 5% (so với lý thuyết) nghĩa là, từ không khí khô có th ể đạt được 60 g 0 3/kWh. Hiệu suất đó tăn g với sự tăng hàm lượng oxy trong pha khí (tăng gấp đôi nếu chuyển từ không khí đến oxy 100%), và giảm với sự tăng độ ẩm trong không khí. Không khí để điều chế ozon được làm khô qua nhiều giai đoạn: lọc sơ bộ, nén (dây chuyền áp su ất cao: 6 - 7 bar, dây chuyên áp suất thấp: 1,5 - 2 bar), sau đó ngưng tụ ẩm và lọc qua chất hấp phụ (oxit nhôm). • Phân tán uzun vào nước: Độ tan của ozon trong nước (tinh khiết) chỉ phụ thuộc vào nhiệt độ (độ tan tăng khi nhiệt độ giảm) và pH (độ tan giảm khi pH tăng), trong khi đó vận tốc phân tá n (hoà ta n và khuếch tán) phụ thuộc rấ t nhiều tham số. • Thực hành ozon hoá: Để ozon hoá, trước hết, phải phân tán khí vào nước (0,4 đến 5 g 0 3/m3 nước, hoặc khoảng 0,01 đến 0,2 m 3 không khí/m3 nước). Có nhiều phương pháp phân tán ozon, các phương pháp thông dụng n h ất là: (1) Tháp tiếp xúc do khuếch tán không khí ozon hoá qua các vật liệu xốp. Phương pháp này sử dụng cho trường hợp nước đã trong (ít đục) và ít kim loại kết tủa, nghĩa là, nước đã được xử lý huyền phù khoáng

CO SỎ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯỐC Tự NHIÊN

59

sét, kim loại..., ứng với các giai đoạn ozon hoá trung gian hoặc ozon hoá cuối cùng (2 ) Bơm vẩy thuỷ lực, thiết bị tạo bọt và thiết bị trộn tĩnh: được sử dụng chủ yếu cho nước nguyên khai trong giai đoạn ozon hoá sơ bộ. • Nhụ cầu ozon. Nhu cầu ozon để xử lý nước được xác định theo phương pháp "mẻ". Để đáp ứng yêu cầu xử lý vi sinh vật, lượng ozon cần thiết trong nước phải đạt nòng độ 0,4 mg 0 3/l trong 4 phút tiếp xúc, nghĩa là phải co' một giá trị Ct cao hơn 0,4 mg 0 3/l X 14 phút 5= 1,6 mg phút/1. Trên hình 2- 23, trình bày đương cong nhu cầu ozon của nước.

Hình 2-23. ôường cong biều diễn nhu cầu ozon của nuức.• • VỊ trí cùa ozon hoá trong dây chuyền xử tý nước - Ozon họa sơ bộ, sử dụng khoảng tơ 0,5 đến 1,2 mg/1, với mục đích:.,(4 ) cải, thiện ohất lượng cảm quan của nước bằng sự oxy hoá một phần các chất hữu cơ co' m àu và có vị lạ, (2) loại sắt, loại mangan một phần hoặc toàn bộ, (3) loại bỏ tảo, (4) cải thiện chất lượng của công đoạn keo tụ- tủ a bông’ (do làm giảm bớt độ đục, kéo dài thời gian làm việc của lớp lọc...). - Ozon hoá trung gian, được bố trí trước các cột lọc cát nhanh hoặc chậm, hoặc giữa lọc cát và lọc than hoạt tính (người ta hay bố trí như thế), lượng ozon sử dụng cỡ từ 1 đến 4 mg/1, mục đích của ozon hoá trung gian là: ( 1 ) loại sắt và loại m angan hoàn toàn, (2 ) oxy hoá các dư lượng thuốc trơ sâu và các chất vi ô nhiễm hữu cơ khác (ozon hoá thường kết hợp với H 20 2 hoặc lọc trên THH, (3) cải thiện chất lượng cảm quan của nước, (4 ) phân huỷ các chất hữu cơ có khả năng tác dụng mạnh với clo để hình thành các hợp chất hữu cơ - clo, (5) tăng khả năng phân huỷ sinh học của các hợp chất hữu cơ, do đđ loại bỏ được chúng trên lớp lọc than hoạt tính, và làm giảm nhu cầu clo của nước, (6 ) khử trùng: diệt các vi sinh vật có kháng thể mạnh nhất (virut, nàng, bào tử). - Ozon hoâ bổ sung được đặt trước công đoạn khử trùng cuối cùng (bằng tác nhân

•60

CÁC

q u á -t r ì n h - x ử l ý n ư ó c

ổio). Lượng òzon sử dựng trong ozon hoá bô’ sung tuỳ thuộc »vào lượng ozon đã được sử đụng-ìẳ eáe x ử ỉỹ phía trước đo'. Khi trỡng ídây chuyền xử lỹ đã có công đoạn ozon hoá tru n g gian, th ì việc cđ nên có khâu ozon hoá bổ sung hay không thì cần phải xem xét, vì: (1) ếạo ra các chất hữu cơ dễ bị p h ân huỷ sinh học thì sẽ co' ngụy cơ làm sống lại các vi khuẩn trong m ạng phân phối nước, (2) làm tă n g nồng 4ộ pzqn 1,6 mg min/1). s ? 2.4.5. ƠXY HOÁ TIÊN TIẾN BỎI 0 3/H20 2 Một sô' chất vi ô nhiễm hữu cơ có cấu trú c bền khó phân huỷ trong các xử lý bàng oxy hoá cổ điển, eo' th ể bị loại bỏ bằng các quá trìn h oxy hoá tiên tiến với 0 3/H20 2, H 20 2/UV và 0 3/U V .'H iệu quả của các quá trìn h đđ là do tạo ra tại chỗ (in-situ) nhiều gốc hoá học rấ t hoạt dệng (chủ yếu là gốc hydroxyl OH*). Trong cátí quá trìn h kể trên, thì quá trìn h "perozon hoặc peroxon" kết hợp 0 3 và H20 2 đang được áp đụng để sản x u ất nước ăn uô'ng, loại bỏ được các ô nhiễm của hoá chất trừ sâu, diệt cỏ. 2.4.5.1. M ột v à i khái niệm v ề q uá trìn h 0 3/H20 2 • Các gốc OH* được tạo ra từ. quá trìn h "perozon" do sự phân huỷ của ozon khi co' m ặ t H 20 2. Trong nước, ÍI 20 2 cổ th ể phân huỷ: H 20 2 + H 20

-

k 30 + + H O J (pKa = 11,6)

Sau đó: 0 3 + H 02

OH* + *0 2~ + 0 2

Đa số các gốc OH* bị tiêu hao bởi các hợp chất hữu cơ hoặc vô cơ trong nước (đối với nước tự nhiên). 1 * Phản ứng tổng quát tạo ra gốc OH* có th ể viết như sau: 2 0 3 + H20 2 -* 2 0 H * + 3» G2

»- i V

Như vậy, hệ số- tỷ lượng eỏa phản ứng này là 0,5 mol BUOh»: 1 mol 0 3 (hoặc 0,35 g/g). *• Vận tốc phân hưỷ một chất M bởi các gốc OH*, phụ thuộc vào nông độ của M và nòng độ c ủ a g ố c OH* (vão lượng tác nhân phản ứng và pH), vàơ nồng độ của bicacbonat (BCÂ), nồng độ củ a chẩt hửu cơ hoà tan (HOHT) và vào hoạt tính của OH* đối vdi éhất M. H oạt tín h đó được biểu diễn bởi hằng số vận tốc của phản ứng (no'i chung, người ta x ác định được Ă có giá trị trong khoảng 107 đến 10K) 1/mol.s). *• H iện nay, ngtíờỉ ta biết chưa ĩihiều về các sản phẩm phụ của sự oxy hoá bởi OH*. M ạt số sản phẩm phụ của sự oxy hoá các hoá chất trừ sâu đã được xác định. Ví dụ, đối với atrazin: deetyl-atrazin, deiopropyl-atrazin và deetyl-deiopropyl-atrazin và m ột sổ hợp chất hydroxyl-, hydroxy-atrazin, hydroxy-deetyl-atrazin và hydroxy-deiopropyl-atrazin. 2.4-.Õ.2. T hực h àn h o x y h oá tiê n tiến 0 3/H20 2 Các trạm xử lý 0 3/H 20 2 được thực hiện từ giữa những nảm 80 để Ịoại bỏ atrazin. Oxy hoá bởi 0 3/H20 2 được đặt giữa giai đoạn lọc cát và lọc than hoạt tính (THH). Mục

CÖ SỎ LÝ THuYỂT VÀ GỎNG NGHỆ x ử LÝ N ư ớ c Tự NHIÊN

61

đích của sự oxy hoá đó là làm giảm hàm lượng hoá chất trừ sâu trước khi lọc bằng THH, và làm tăng thời gian làm việc của lớp lọc, Hiệu quả tối ưu của quá trình đạt được khi tỷ số 0 3/H20 2 khoảng 0,4 đến, 0,6 g H20 2 : 1 g 0 3 và pH = 7,5 - 8. Sự oxy hoá được thực hiện với thời gian lưu của nước trong tháp tiếp xúc ozon cỡ 10 phút, phun gián đoạn H 20 2 vào tháp ozon hoá ở các độ cao khác nhau để duy trì tỷ số 0 3/H20 2 tối ưu trong mọi vị trí của reactơ. Càn lưu ý rằng, nồng độ dư của H20 2 không th ể vượt quá giá trị cực đại 0,5 mg/1 trong nưốc đã xử lý. • Vê sử dụng H-,07 Chỉ dung dịch H2Q2 có nhãn hiệu "chất lượng thực phẩm", hàm lượng 35% (hoặc 396 g H 20 2/1) mới được sử dụng vào việc xử lý nước ăn, uống. Các dung dịch được bảo quản trong những bình đặc biệt đặt trong kho, tránh lửa. Các dung dịch đặc và loãng (~ 1 g H 20 2/1) co' thể được định lượng bằng phương pháp m angan kế hoặc iot kế được sử dụng như đối với các chất oxy hoá khác. Phân tích H 20 2 dư trọng nưốc được thực hiện bằng phương pháp titan (ngưỡng 0,1 - 0,2 mg/1) hoặc phương pháp coban (ngưỡng 0,01 mg/1). 2.4.6. CẤC PHƯONG PHÁP OXY HOÁ VÀ KHỬ TRÙNG KHÁC Một số chất oxy hoá khác cđ thể được sử dụng để xử lý nước như: (1) perm anganat kali, H 20 2..., (2) monocloramin, brom và các hợp chất halogen, (3) một số quả trinh UV/H20 2, UV/03, Fe2+/H20 2, (4) tia u v , dùng cho mục đích khử trùng. Sau đây, trình bày tóm tắt các phương pháp thường gặp. • Monocloamin Monocloamin (NH2C1) được điều chế tại chỗ (trước khi cho vào nước cần xử lý) từ amoniac và clo, với tỷ lượng 5,1 mg Cl2/mg N (của NH^). Trong thực tế, càn phải cho dư một ít clo và phải thực hiện phản ứng ở pH cao (pH gần 10) để tránh sự hình thành dicloamin (NHC12) - tác nhân gây vị kho' chịu. Các ưu điểm của phương pháp cloamin là: (1) hạn chế đáng kẹ sự hình thành THM và các hợp chất halogen hữu cơ, (2) giảm mùi và vị của clo. Tuy nhiên, lực khử trùng (diệt khuẩn, diệt virut) bị hạn chế so với các biện pháp truyền thống. • Permanganat kali Perm anganat kali được dùng để xử lý nưốc bề mặt, chủ yếu là, để oxy hoá sơ bộ. Do có th ế oxy hoá - khử cao nên có thể oxy hoá các chất vô cơ (sắt, nitrit, sulfua) và các hợp chất hữu cơ. Nhiều nghiên cứu đã chứng minh khả năng xử lý nước sơ bộ bằng perm anganat kali, với sự không hình thành (rất ít) THM và hữu cơ - halogen. Người ta điều chế các dung dịch đặc của perm anganat kali và rẩy vào nước bàng bơm định lượng. Phân tích các dung dịch đó có th ể tiến hành bẵng phương pháp chuẩn độ iot. • Chiếu xạ u v Chiếu xạ tia ƯV không th ể xem là m ột'quá trinh oxỳ hoả. Đó là một quá trình khử trùng bàng các đèn có bước sóng ánh sáng 253,7 nm. Các vi sinh vật hấp thụ một phổ tia X khá rộng (giữa 200 và 300 nm) với một cực đại 260 nm. Độ khử trù n g của tia uv phụ thuộc vào loại vi sinh vật và lượng năng lượng

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỎC

62

hấp thụ bởi vi sinh vật. Độ khử trù n g GÒn phụ thuộc vào công su ất chiếu xạ, công su ất đòi hởi (phụ thuộc chất lượng nước) và thời gian chiếu xạ. Biểu diễn liều lượng chiếu xạ uv bằng các đơn vị micro w /cm 2 hoặc m J/cm 2. Một liều lượng vài m J/m 2 có th ể diệt 90% vi khuẩn. Công thức tính toan liều lượng chiếu xạ uv của một ngọn đèn tại m ột điểm A bất kỳ nào đó: D a = ■g-t.Td , [iW/cm2 , trong đđ: P: công suất chiếu xạ, juVỈ) S: bề m ặt của hình trụ bao quanh đèn và đi qua điểm A, cm2; t: thời gian lứu, sec; T: độ truyền qua 1 cm; d: chiều dày của một m àng nước, cm. Đèn u v được cấu tạo bởi m ột vỏ bằng thạch anh chứa đầy khí hiếm và hơi thuỷ ngân. Cồng su ất của đèn cđ th ể đ ạt đến 100 w at và thời gian làm việc đ ạt đến 10.000 h. D ụng cụ khử trù n g uv thông thường được làm bằng một bỉnh bằng thép không gỉ hình trụ có gắn đèn và khe nước ehảy qua. H iện nay, người ta đã tăn g công su ất đèn và làm nhiều cải tiến để có được những dụng cụ xử lý cho nước co' lưu lượng 1.000 m 3/h. Ghi chú: Trong nhiều trường hợp xử lý nước bề m ật, toàn bộ hoặc một phần ch ất oxy hoá tồn dư trong nước cần phải được loại bỏ (khử). Đó là trường hợp phải khử ozon tồn dư trước khi sử dụng clo hoặc dioxit clo (để trán h sự hình thành clorat), hoặc loại bớt một phàn clo trước khi đưa nước vào hệ phân phối. Các hóá chất thường được sử dụng là dioxit lưu huỳnh, Sulfit hoặc bisulíĩt natri. Các phản ứng hoá học xảy ra là: thuỷ phân và phân ly trong nước (1; 2 và 3) và các phản ứng khử ozon, dioxit clo và clo (xảy ra rấ t nhanh) (4; 5 và 6).

S 0 2 + H20 —* H 2S 0 3 + BjO = HSOj + H 20 = = SO |- + HCIO —*

H2S 0 3 (1) HSO3 (2) SO2(3) SO2- + CI-+ H+ (4) (2,2 m g Cl2/mgS) SO2- + CÌ02 — » SO2- + CIOJ (5) (2,1 mg Cl2/m g S) SO2- + 0 3 * SO2" + 0 2 (6) (0,6 m g 0 3/m g S) Ngoài khả năng khử cao, lưu huỳnh hoá trị IV co' tính chất khử được m ùi của nước clo hoá. Các k ế t lu ậ n ch ỉn h v ề o x y h o á và khử trù n g Clo hoá • Clo p h à n tử dược dựng trong bình bàng thép không gỉ, dưới áp suất, và được bảo

c o s ò LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ỏ c Tự NHIÊN

63

quản ờ các kho. Clo dược sử dụng nhờ các cloromet (hoặc dụng cụ định lượng clo, bom vẩy - thuỳ lực). Hypoclorit natri hoặc "nước Jauçl" là một chát lỏng màu vàng nhạt, ỏ dạng thương phẩm nước Javel có thành phần tỷ lượng 1/1 giữa hypoclorit natri và clorua natri, vói nồng dộ 48 dộ clo hoặc 150 g clo tụ do trong một lít. • Trong dại da số trường hợp, clo hoầ tan trong nước tụ nhiên chứa dạng axỉt hypocloro và axit hypoclorit. Tổng của các dạng clo dó được gọi là clo tự do. Đó là hàm lượng clo trong nước, thường dược xác dinh tại các phòng thí nghiệm hoặc ỏ các nhà máy xừ lý nước theo phương pháp N,N- 1,4 - dietylphenylen - diamin (DPD). • Trong thực tế, nhu càu clo của nước phải dược xác định trong điều kiện thục nghiệm tuỳ thuộc vào các tham số tại chỗ (thời gian lưu trong các bề chứa, thài gian lưu trong mạng phân phối nước). Phương pháp thường hay dược sử dụng là phương pháp "diểm gãy": thêm vào các bình dựng một thể tích nước như nhau các liều lượng clo tăng dần. Nhu cầu clo của nước dược xác định tương ứng vói lượng clo của bình dầu tiên xuất hiện clo tự do sau một thài gian tiếp xúc quy dinh (thường là 2 h). Dó là "điểm gãy ". Sự khử trùng tối ưu chỉ có thề có dược khi lượng clo thực tế cao hơn lượng clo của "điềm gãy". Xét ve lý thuyết, lượng dó (mg clo/l) phải bằng 7,6 lần lượng N trong amoniac (mg NU):'Thục ra, trong nước tự nhiên còn chứa rát nhiêu các hợp chát khác nhau tiêu thụ clo, do dó lam tăng giá trị clo hơn nhiêu so với lý thuyết. • Phăn tích các chất THM (CHÇly CHBrCly CHBr2Cl và CHBrụ và các chát hữu cơ - halogen do các phản ứng của clo vói các chát hữu cơ dể kiềm tra chát lượng nước dược phàn phối. • Clo hoá sơ bộ và clo hoá trung gian, dôi khi cũng dược sử dụng (vì nước có nhiêu tảo, hoặc do sự rồi loạn hoạt dộng của lớp lọc có hiện tượng nitrat hoá sinh học...), vl nếu nước còn nhiều chát hữu cơ thi việc sủ dụng clo và các dẫn xuất clo thường có nhiều diêu bất lợi: dó là sự hĩnh thành các chát THM, các hữu cơ - halogen, các chát gây vị lạ, m ặt khác, clo Còn hạn chế mọì hoạt dộng sinh học trên các lớp lọc cát, thậm chí, trên lóp lọc TH H trong việc loại bỏ nitơ ở dạng amoniac và của các chát hữu cơ. • Việc sử dụng clo trong xử lý cuối cùng, nghía là khử trùng dược ứng dụng rộng rãi trong thưc tế vì những lý do dơn giản là: clo là chát khử trừng mạnh (giảm di nếu p H cao) sẫn có và dễ sử dụng. Lượng clo thực tế dùng dể xử lý rất khác nhau vì nó phụ thuộc vào nhu câu clo của nước (nhu cầu này lại phụ thuộc vào thời gian lưu cần thiết của nước xử lý trong mạng phân phối). Do dó, các nhà xử lý nước xem nhiệm vụ chính của m inh là làm giảm tối da lượng nhu cầu clo của nước, nghĩa là, tối ưu hoă việc loại bỏ các tạp chát hữu ca và vô cơ tiêu thụ chất oxy hoá trong các giai doạn xử lý p h ía trước. Lượng clo sử dụng thực tế bàng nhu cầu clo của nước vả lượng clo càn thiết dể khử trùng. Nòng dộ clo thêm vào dề khử trùng thường từ 0,3 đến 0,5 mgịl trong thời gian tối thiểu từ 30 đến 45 p h ú t (0,1 đến 0,2 mg/l trong 5 dến 10 phút, trong nước không có virut). Xử lý bằng ditíxlt ch • Dioxit clo dược dieu chế tại nơi sủ dụng dưới dạng một dung dịch trong nước. Có hai phương pháp điều chê' dioxit clo xuẩt phát từ clorit natri. Quá trình dieu chế vái clo hay dược sử dụng hơn. Các trạm xử lý có thể diều chế từ 30 dến 10.000 g C102H được vây vào nước tuỳ theo yêu câu. • Định lượng dioxit clo dư trong nước dược thực hiện bằng chính phương pháp dịnh

CÁC Q UÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯÒC

64

lương clo tổng (DPD, sau kh i thêm wduaX • N h ữ trong trường hợp đối vói cĩo, nhu cầu dioxit cto cửa nước p h ụ thuộe chù yếu vềo thời gian tiếp xức và và»ơ lượng GtOỵ sử dụng thựe tế. Giá trị cùa nhu eằu dioxit clo (sau 24 giờ) của nước nguyên khai là khoảng 1 m g C lơ2/mg chất hữu cơ hoà tan. Theo quy tác chung, 60 đến 70% dioxit eỉo bị tiêu hao à dạng clorit, trong kh i dó ion d o ra t ít han rất nhiều. • B a ưu điềm chính của dioxit clo là: (i)n ỏ là m ộ t chát khử trùng m ạnh và dễ kiếm, (ii) cải thiện tín h chát cảm quan của nước được xử lý (khử m ùi của clo), (Ui) không găy ra sự h ìn h thành các ehát TM H và các chát hữu cơ - halogen (khác vói do), v ì mục đích khử trùng là chính thì dioxit clo dược sử d ụ n g nhiều nhắt. Lượng thục tể sử dụng phụ thuộc vào chát lượng của nước và độ dài của m ạng phàn phối nước. Lượng ClOy có trong nước phải bàng 0,1 đến 0,2 m g C l0 2/l trong thời gian 5 đến 10 p h ú t đối với diệt khuân, và từ 0,3 đến 0,5 m g C l0 2/l trong 30 p h ú t đổi vói diệt virut. Ozon hoá • Ozon được sản xuất tại chỗ, bời sự phóng diện qua không kh í hoặc oxy trong m ột m áy p h ă t công nghiệp gọi là ozono. Các quá trình công nghiệp đang tồn tại cho phép díẽu chế cỡ 60 g OjjkWh từ không kh i khô. Hiệu suất đó tăng theo hàm lượng oxy trong pha k h í (khoảng 2 Văn, kh i chuyền tít không kh í đến 100% oxy) và giảm vái độ ẩm tăng. • Sử dụng ozọn d ể xử lý nước được thục hiện bàng cách phán tản kh í chứa ozon vào nước (giữa 0,4 và 5 g o ^ m 3 nước). Các phương pháp thông dụng nhát d ề p h â n tá n ozon vào ntíóc: (1) tháp tiếp xúc không k h í đã ozon hoá qua vật liệu xốp, dùng cho trường hợp nước í t đục, và ít kim loại kêt tủa, nghía là cho xù lý ozon hoá trung gian hoặc ozon hoá bổ sung (cuối cùng), (2) dùng bom vẫy thuỷ lục, hoặc thiết bị tạo bọt, áp d ụ n g cho nguồn nước nguyên khai, nghía la cho giai đoạn ozon hoá sơ bộ'. • N h u êặư ozon cùa nước ặược xác đ ịn h theo phương pháp "ìnẻ". Vái m ục d ic h diệt vi sin h vật, nhu căụ ozon củạ nước được xóc d in h bởi tồng lutpng ozon dư a vào sạo cho hàm lượng ozon trong nước đ ạ t dược 0,4 m g O^Ịl saụ 4 p h ú t tiếp XÚC, nghía là, vói tích số Ct cao hơn 1,6 m g phútịl. ’ ' • Các sản phồ m p h ụ sinh rạ do pzo n họá như cộc aldẹhyt, axit và xeton dầu là sản p h ẩ m của p h ả n ứng giữa Ozon và các hợp chất hữu cơ tự nhiên. Các ion bromat dược tạo thành là do phản ứng giüa ozon với ion bromụa, sau dó vái ion hỵpobromit vừa tạo thành. » Ozon họá sơ bộ dược tiến hành với nềng độ Oiể đến 1,2 m g 0 3/¿. Nó dược áp dựng trong ẹậẹ trường hợp: (1) mụốn eăi thiện chất lượng cảm quan của nước, (2) loại sồt, m angan m ột p h ền hoặc toàn bộ, (3) loại tảo, (4) câi thiện chát lượng các g ia i đoạn keo tụ - tủa bông. » Ozon hoá trung gian được áp dụng à p h ía trên các bể lọc cát nhanh (ít khi) hoặc chậm, hoặc giữa các giai đoạn lọc cát và lọc TH H (hay dùng han), lượng ozon áp dụng là 1 đến 4 mg/l. Mục dich của ozon hoả trung gia n là: (1) loại bỏ s&t và m angan hoàn tòàh, (2) oxy hòă hoầ òhẫt trừ său và các chát ví Ồ hhìẽỶn hữu cơ khác (ozon hoâ thường kết hạp vói H 20 2 và koậe lọc THH, (3) cải thiện chất lượhg cảth quan cảa nước, (4) p h á n huỷ các tác nhàn hữu cơ tiêu thụ (tác dụng vói) clo d ể h ìn h thành các hạp chất hữu Cơ halogen, (5) tăng khả năng p h à n huỷ sinh học của các vật liệu hữu cơ, cho phép loại bỏ

c ơ s ỏ LÝ THUYẾT VÀ CÒNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c Tự NHIÊN

65

chúng trên, than hoạt tính sinh học, và do dó, làm giảm nhu câu clo của, nước, (6) khử trùng, diệt các vi sinh vật kháng cự tốt vói các tác nhân xử lý (virut, nang, bào tử).

• Ozon hoá bổ sung được dặt trước giai doạn khử trùng cuối cùng, lượng ozon sử dụng tuỳ thuộc vào các xử lý ph ía trước. Nó có hai nhược diểm: (1) tạo ra các chát hữu cơ dễ bị phân huỷ sinh học trong nước trước khi nước dược dưa vào sử dụng, do dó, có nguy cơ phục hồi vi khuẩn trong mạng phân phối, (2) cần phải giảm nòng độ ozon dư trong nước trước khi tiến hành khử trùng (bằng clo hoặc dioxit clo), dề tránh sự hình thành clorat. Tuy nhiên, khi không có giai đoạn xử lý ozon hoá trung gian thi sự ozon hoá bổ sung căn phải dược thực hiện dề có thể dảm bảo chất lượng khử trùng đổi vói nước (Ct >1,6 mg phút/l). Quá trình perozon

• Ngược vói các quậ trĩnh oxy hoá cổ điền, quá trinh perozon hoặc oxy hoá tiên tiến bằng ozon và perọxit hydro (0 3 + H^O j), thục tế chi có một mục dích, dó là phân huỷ các vi ô nhiễm hữu ca và cụ thề là, các hoá chát trừ sâu. • Oxy hoá bời 0 2iIH2Ọ 2 dược đưa vào dây chuyền xử lý nước nằm giữa lọc cát và lọc THH. Hiệu quả của quá trinh là tối ưu với một ti sổ O^ỊH^O khoảng 0,4 d ế n '0,6 g H 20 2/g 0 3 và với p H giữa 7,5 và 8. Sự oxy hoá dược thục hiện với thòi gian lưu của nước trong tháp tiếp xúc ozon cõ 10 phút, với sự cung cấp dầu dặn H 20 2 ỏ các vị trí khác nhau của tháp ozon. Nòng dộ của H 1C trong nước xử lý không thề vượt quá nòng độ cho phép 0,5 mgỉl. 2

> 2

2.5. ĐIÊU CHÌNH THÀNH PHẦN KHOÁNG VÀ XÁC LẬP TRẠNG THÁI CÂN BẰNG CỦA NƯÔC (ĐCTPK&CB) Điều chỉnh thành phần khoáng (hoặc cacbonat hoá) là một biện pháp làm thay đổi trạng thái cân bằng canxi - cacbonic của nước. Việc xử lý này nói chung là đơn giản, chỉ làm tăng độ kiềm (ĐK) và/hoặc tăng độ cứng (ĐC) của nước. Mục đích chính của việc xử lý là cho phép tạo ra một lớp cặn mỏng bảo vệ trong hệ thống phân phối nước. Mục đích thứ hai là điều chỉnh thành phần khoáng của nước (quá mềm) để ổn định pH trong quá trình keo tụ - tủa bông, hoặc trước khi lọc cát nhằm tách tốt nhất các kim loại như sát, mangan. Xác lập trạng thái cân bằng của nước, co' nghĩa là, trung hoà khí cacbonic (C 02) dư trong nước, hoặc kết tủ a bicacbonat canxi dư. Khi C 02 trong nước dư so với nồng độ C 0 2 cân bàng, thì nước có pH thấp và co' khả năng ăn mòn lớn, người ta tiến hành trung hoà để giảm bớt C 0 2 dư. Khi nồng độ C 0 2 thấp, nước dễ bị lắng cặn, người ta phải tiến hành biện pháp làm mềm hoặc decacbonat hoá. 2.5.1. MỘT VÀI Cơ Sỏ LÝ THUYẾT VÈ CẢN BẰNG CANX1 - CACBONAT • Độ tan của khí cacbonic (C 02) trong nước ỏ điều kiện tiêu chuẩn (0°c và latm ) là 1,1 mg/1. Tuy nhiên giá trị đó bị biến đổi rất nhiều do môi trường nước tự nhiên và đôi khi, do sự ô nhiễm của nước. Sự biến đổi độ tan của C 02 co' thể là vài ppm thậm chí co' khi đến hàng chục ppm. Ngoài C 0 2 (khí, anhydrit cacbonic) hoặc H 2C 0 3 (axit cacbonic), một số thành phần vô cơ khác được xem là các "thành phần cơ bản" của nước tự nhiên: H + (proton), Ca2+

66

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỐC

(canxi), OH' (hyđroxit), CO^_ (cacbonat), H CO J (bicacbonat). Tập hợp các cation và anion tron g nước có n ồ n g độ đương lượng b ằn g nhau đ ể bảo đảm tín h tru n g hòa điện tích của hệ. • Giữa sá u thành phần cơ bản (H 2C 0 3, H +, Ca2+, OH', C O j'v à HCO 3 ) có nhữ n g m ối quan hệ tư ơn g hỗ (ion hoá của nước, phân ly của axit cacbonic và k ết tủ a của cacbonat can xi). Từ các quan hệ đó, có th ể định n gh ĩa các khái niệm : C 0 2 tự do, C 0 2 dư và C 0 2 cân bằng. K hi nồng độ C 0 2 tự do cao hơn n ồ n g độ C 0 2 cân bằng, nước có tín h ch ất ăn m òn, khi n ố n g độ C 0 2 tự do thấp hơn nồn g độ C 0 2 cân bằng, nước dễ bị lắ n g cặn. Có n h iều côn g thức và phương pháp biểu đồ cho phép xác định chính xá c các đặc tính ãn m òn hoặc lắ n g cặn của nước. Đ ể làm ví dụ, ch ú n g tôi giới th iệu phương pháp biểu đồ

Hallopeau và Dubin. • P hư ơng pháp biểu đồ H allopeau - D ubin là phương pháp được sử d ụ n g rộng rãi n h ấ t tro n g xử lý nước. P hương pháp cho phép xác định tín h chất của hước (lắn g cặn hay ăn m òn), cho phép đánh giá hàm lượng C 0 2 tự do của nưốc và cho phép tín h toán lượng hoá ch ất cần th iết đ ể tru n g hoà, ax it hoá, decacbonat hoá v.v... P hư ơng pháp gồm m ột

Hình 2-24. Khuông tính theo phương pháp biều đồ Hallopeau - Dubin.

Cö s ö LY THƯYÉT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯỎC Tự NHIÊN

'

°°

° 10° t ĩ °ĩ 0 °” '3 ° 'V ° 4 0 ‘ 4 ỉ ° ĩ 0 ‘ ỉ ĩ ° Sơ*6 Ị . 7ở. ỉ ỹ *

Nônỹ đ á COj ir ig /t

0,1

ç

I

I

o

I

- V *

.? v ^ 7*""»y. 9? lijyíi'yiiiiii<,trìpp,n£

J r 1 1— L l' ,1 1 1 ••*-*.[ 1 1 1 ' ‘ 11111111ll m ill ntl I I r I Ll111[ 11II! 1 Ị I I I Ị I I I I I I . 11 I Ị , , I m g / l ------------------- ---------------------- J°-_______ ÎL ỈO ¡ S iO i S 40 SO ì ò n «0 30 ,00 ,f à Î^ T T c a O

Hình 2-25. Phương pháp biêu đồ Hallopeau - Dubin.

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỐC

68

khuông tính trên giấy trắn g (hình 2-24) và một biểu đồ trên giấy can (can lại hình 2-25). T rên biểu đồ ghi các giá trị pH, và các hàm lượng C 0 2 tự do phụ thuộc vào độ kiềm (ĐK) của nước. P hần phía trên (bên trái) dùng để xác định vị trí đường cân bằng (hoặc đường bão hoà) tuỳ thuộc vào nhiệt độ và tỷ số độ kiềm/độ cứng canxí của nước. Ví dụ: một nguồn nước co' pH bằng 6,5 và độ kiềm bằng 30ppm C aC 03 được biểu diễn bởi điểm (hình 2-25). Nếu chính nước đo' co' độ cứng canxi là 40ppm C aC 03 ở 10°c thì xuất phát từ điểm P 2 ở phía trên của biểu đồ (hình 2-25) có th ể vẽ lên biểu đồ (hình 2-25) m ột đường thẳng cân bằng (đường bão hoà) nhờ khuông tính đã cho (hình 2-24), bàng cách đặt biểu đồ lên khuông tín h sao cho các trục hoành trù n g nhau (mg CaOA). Nếu điểm P 1 nằm dưới đường thẳng cân bằng thì nước dư CCL, co' tính chất ăn mòn, nếu nàm trên đường cân bàng thì nước dễ lắng cặn, còn nếu nằm trê n đường thẳng thì nước ở trạ n g thái cân bằng. Để xác định nồng độ C 0 2 tự do, chỉ cần vẽ qua P j một đường thẳng song song với các đường xiên đến điểm cát trục tung ghi nông độ C 0 2 mg/1), (vối ví dụ này ta có nồng độ C 0 2 tự do bằng ~20m g/l). 2.5.2. TRUNG HOÀ C 0 2 DƯ Nguyên tắc: Biện pháp xử lý này dành cho nước dư C 0 2 (ăn mòn), đưa nước về đúng trạn g thái cân bằng canxi - cacbonic, nghĩa là, làm cho pH của nước chuyển về pH cân bằng. Khi người ta không th ể điều chỉnh pH bằng phương pháp đuổi khí (thông gio'), thì anhydrit cacbonic phải được tru n g hoà bằng m ột bazơ thích hợp: vôi, xút, vật liệu giàu cacbonat canxi (lớp lọc) hoặc cacbonat natiã. Phản ứng hoá học với vôi (hydroxit canxi - Ca(OH)2): 2 C 0 2 + Ca(QH)2 = C a(H C 03)2 Liều lượng Ca(OH)i Sử dụng biểu dồ Hallopeau - Dubin (đã giới thiệu ở trên), khi trư ợ t trên giấy can theo đường "Vôi" của khuông tính (đặt dưới biểu đồ sao cho các trục hoành của khuông tính và của biểu đồ trù n g nhau) qua P j cho đến điểm P 3 trên đường cân bằng (xem hình 2- 25), điểm P 3 th ể hiện cho nước ở cân bằng và đã được tru n g hoà (pH = 8,5 - 8,6; độ kiềm = 55ppm C aC 03; C 0 2 tự do = 0,3mg/l). Liều lượng của CaO được biết trự c tiếp từ trục hoành cần sử dụng là khoảng 14g/m3 hoặc 18,5g Ca(OH)2/m3 (suy từ hoành độ của P 3 và P j trên hình 2-25). Từ ví dụ trên chúng ta thấy pH của nước cân bằng quá cao so với yêu cầu của sự khử trù n g hiệu quả. Vị trí của khâu trung hoă trong đây chuyền xử Ịý nước Các hoá chất thường dùng để xử lý C 02 dư là vôi (CaO, Ca(OH)2). Người ta sử dụng vôi hoặc cuối hóậc đầu dây chuyền xử lý nước. Nốu khâu trung hoà C 0 2 dư ở cuối dây chuyền thì sẽ cđ nhiều nhược điểm như khâu cacbonat hoá đật ở đầu dây chuyền. Tuy nhiên, thường thưồng người ta đưa vôi vào đầu dây chuyền, nhưng với một mục đích khác, đo' là để tru n g hoà axit sinh ra cho các chất keo tụ (xem phần keo tụ - tủ a bông). 2.5.3. ĐCTPK (CACBONAT HÓA) Nguyên lắc Cacbonat hoá là biện pháp tăn g độ kiềm, độ cứng của một nguồn nước quá mềm để

Cớ SỎ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯỎC Tự NHIÊN

69

nhằm bảo vệ hệ thống phân phối nước. Hiện co' nhiều biện pháp được sử dụng, với các hoá chất sau đây (kể theo thứ tự ưu tiên sử dụng): vôi và anhydrit cacbonic (phản ứng dưới đây), cacbonat canxi và anhydrit cacbonic, bicacbonat natri một mình hoặc với clorua cánxi: 2 C 0 2 + Ca(OH)2 = Ca(HC03)2 Liêu lượng vôi và khí c o 2 Như trong khâu trung hoà, chúng ta sử dụng phương pháp biểu đò Hallopeau Dubin (đã giới thiệu ở trên). Trong trường hợp nguồn nước đang nghiên cứu (hình 2-25), thấy rằng, pH cân bằng sau khi trung hoà C 02 dư bằng vôi co' giá trị khá-cao không thích hợp cho sự khử trùng cuối cùng. Một biện pháp điều chỉnh cân bằng của nguồn nước đó là biến đổi thành phần khoáng của nước. ĐCTPK là làm cho nước có độ kiềm cao hơn độ kiềm đã co' nhưng ở một pH thấp hơn. Độ kiềm thường nàm trong khoảng 70 - 150ppm C aC 03. Theo ví dụ ở trên (điểm Pj hình 2- 25) các giá trị pH tương ứng vối độ kiềm 70 và 150ppm C aC 03 là pH = 8,4 và 7,7. Nếu cặp giá trị được chọn là pH = 8 và độ kiềm lOOppm C aC 03 (điểm P 4) thì từ P 4 theo đường "vôi" gặp đường xiên đi qua P p chúng ta co' P 5 (hình 2-25). Để chuyển từ Pj đến P5, phải thêm C 02 và vôi, sau đó chuyển đến P 4, phải không ngừng đưa C 0 2 và vôi vào hệ. Liều lượng của vôi CaO có th ể tính được từ trục hoành (~ 26,5g/m3) để chuyển từ Pj đến P5, và 13g/m3 từ P 5 đến P 4, hoặc tổng cộng là 40g CaO/m3. Lượng C 0 2 được tính toán trên cơ sở phản ứng hoá học ở trên (1,57 lần của lượng CaO hoặc 63g C 0 2/m3 cho trường hợp nguồn nước dẫn ra làm ví dụ). Vị trí cùa giải pháp ĐCTPỊỈ trong dây chuyền xử lý nước Co' ba khả năng cho giải pháp ĐCTPK trong dây chuyền xử lý (hình 2-26): ĐCTPK sơ bộ, ĐCTPK trung gian hoặc ĐCTPK cuối cùng. • ĐCTPK SƯ b ộ : thường được khuyên là không nên áp dụng trong đại đa số trường hợp. Thực vậy, khi keo tụ - tủa bông, pH giảm (co' thể xảy ra khi dùng một muối feric) luôn là điều kiện thuận lợi nhất để loại bỏ các chất hữu cơ (xem phần vật liệu hữu cơ tự nhiên). Do đó, với một liều lượng hợp chất keo tụ không đổi, pH khi keo tụ của nước được ĐCTPK sơ bộ nhất định sẽ cao hơn pH keo tụ của nước không được ĐCTPK sơ bộ. Ngoài ra, việc thêm bicacbonat natri sẽ làm giảm chất lượng của sự tủ a bông, đặc biệt, khi hoá chất được sử dụng là bicacbonat natri. Cuối cùng, nếu xử lý ozon hoá hoặc oxy hoá tiên tiến (perozon) được sử dụng để oxy hoá các hoá chất trừ sâu thì việc đưa thêm bicacbonat sẽ co' ảnh hưởng xấu đến hiệu quả oxy hoá (xem phần các vi ô nhiễm hữu cơ) Tuy nhiên, trong một số trưòng hợp, vì nước quá mềm thì một sự ĐCTPK nhẹ là cần thiết để ổn định pH keo tụ và do đo' mới co' thể tiếp tục tiến hành xử lý được. Trong trường hợp như thế, cần phải tránh dùng bicacbonat natri một mình. • ĐCTPK trung gian có thể được sử dụng một cách ngoại lệ trước một giai đoạn ozon hoá rồi đến lọc. Trong trường hợp đo', mục đích chính là để dễ dàng loại bỏ m angan bàng ozon hoá (xem phần các vi ô nhiễm vô cơ). • ĐCTPK cuối cùng là trường hợp thông dụng nhất, mục đích là cho phép tạo ra một lớp cận mỏng bảo vệ trong hệ thống phân phối nựớc. Nước cần được ĐCTPK đến một

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỐC

70

Qxy hóa sơ bộ

Keo tụ

ĐCTPK

1---------~ ~ ~ H I

ĐCTPK

1

L _ _ . __________1

Khử trùng

Hình 2-26. Vị trí cùa ĐCTPK trong dây chuyền cơ bản cùa xử lý nưcrc bề mặt (các công đoạn trong khung chấm chấm không luôn luôn nhất thiết phải thực hiện).

giá trị độ cứ n g canxi tối th iểu từ 7 đến 10°f(*). Theo m ột số tác giả giá trị đ ó phụ thuộc vàõ độ m uối của axit m ạnh tron g nước, đặc b iệt là m uối clo và su lfạt. Đ ộ cứ n g canxi phải lớn hơn 8 ° f đối với nưởc có độ m uổi axit m ạnh thấp, v à cao hơn 1 2 °f đối với nước có độ m uối axit m ạnh cao.

(*) ° f là độ cứng theo đơn vị của Pháp, l°f = 10 ppm CaCỌj, 3= 0,1 nunol/1 ion kim loại kiềm thồ, =5 Or56(,d (độ Đúc), = 0,702°e (độ Anh).

Cỡ SỎ LÝ THUYẾT VÀ CÒNG NGHỆ x ử LÝ NƯỎC Tự NHIÊN

71

2.5.4. THỰC HÀNH s ử DỰNG VÒI VÀ c ơ 2 Vôi

Vôi sống (Caơ) hoặc vôi tôi (Ca(OH)2) được đóng gói ở dạng bột. Sử dụng vôi, trước hết, phải điều chế sữa vôi (50 đến lOOg/1) trong một thùng trộn được tran g bị một bình định lượng vôi (theo trọng lượng hoặc theo thể tích), vì vôi được sử dụng để xử lý nước sạch nên không chứa các tạp chất, sữa vôi không được sử dụng trực tiếp mà để điều chế một dung dịch nước vôi trong co' nồng độ bão hoà. Thùng bão hoà vôi là một dạng của thiết bị khuấy trộn - láng gạn, thường được trang bị một bộ phận khuấy (kiểu tuabin). Cớ2 Biện pháp thông dụng nhất là sử dụng C 02 ở trạng thái lỏng trong bình chứa dưới áp suất 20 bar. Dioxit cacbon lỏng được bay hơi trong các bình bay hơi (cách nhiệt...) để sao cho nhiệt độ của khí ra khoảng 60°c để loại bỏ nguy cơ đóng băng các van xả. Giảm áp xuống 3 bar ở 12°c , khí được cho qua các ống khuếch tán (co' lỗ xốp) trong thùng tiếp xúc sâu dưới một vài m ét nước, hoặc được bơm tia vào nước nhờ các injectơ. v ì sự hoà tan là không tức thời, mà thời gian lưu của nước trong các injectơ phải ít n h ất là 7 giây. Độ hoà tan của C02 khoảng 2,3 đến 1,8 g/1 (tương ứng với 10 và 20°C) ở áp su ất 1 bar.

Đinh lưdng VÔI liên tuc

Hình 2-27. Giới thiệu sơ đồ thùng bão hoà vôi: 1 nước đến; 2. nước vôi ra; 3. sữa vôi; 4. đường tháo; 5; 6. hút bùn (vôi) quá đầy; 7. mậy khuấy.

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝ NƯỐC

72

C ác k ế t lu ậ n ch ín h v ề ĐCTPK • DCTPK là cacbonat hoá bổ sung các loại nước có độ cứng quá nhò (rất mầm) dể báo vệ m ạng phân phối nước. Hiện nay có nhiêu cách DCTPK, có thề sử dụng các hoá chặt (theo th ứ tụ uu tiên) vôi và C 0 2, cacbonat canxi và C 0 2, bicacbonat dùng riêng rẽ hoặc cùng vói clorua canxi. • Liều lượng của hoá chất sử dụng có thề dược tín h toán theo phương pháp biểu dò Hallopeau - Dubin, đăy.là phương pháp được ứng dụng nhiễu nhát trong xử lý nước. • ĩĐCTPK sa bộ (đầu dãy chuyền xử. lý) ít kh i dược sử dụng. Thực vậy, m ột sự giảm p H của giai đoạn keo tụ - tủa bông luôn có lợi cho sự loại bỏ các tạp chất hữu cơ. Ngoài ra, thêm bicacbonat trước khi keo tụ - tủa bông làm giảm chát lượng của sự tủa bông, nhất là khi các hoá chát sử dụng là bicacbonat natri. Cuối cùng, nếu xử lý ozon hoá hoặc oxy hoâ "perozon" dược sử dụng d ể toại bò các hoả chát trừ sâu, thi việc dưa thêm bicacbonat vào hệ sẽ có ảnh hưởng xấu đến hiệu quả oxy hóa. Tuy nhiên, đôi kh i trong m ột vài trường hợp vì nước quá mầm, cần ph ã i DCTPK sơ bộ dề ổn d in h p H keo tụ và do đó, m ói có th ể tiến hanh các xử lý tiếp theo. Trong trường hạp như th ế cền tránh dùng m ột m ình bicacbonat natri. • DCTPK trung gian có thề dược ứng dụng m ột cách dặc biệt cho trương hợp trước m ột giai đoạn oxy hoá, tiếp dến là giai đoạn lọc. Trong trường họp này, mục d ích chính là dễ dàng loại bò m angan bằng ozon hoá. • DCTPK cuối cùng là trường hợp hay dược sử dụng nhát, mục dích là d ề tạo ra một lớp cận mỏng bảo vệ m ạng lưới nước. Nước cần phải dược DCTPK đến giá trị dộ kiêm hoặc dộ cứng canxi ít nhăt là 7 - 10°f. 2.6. CÁC QUÁ TRÌNH MÀNG Các quá trìn h m àng là các biện pháp kỹ th u ậ t tách lọc quà các m àng có kích thước lỗ (mao quản) khác nhau từ một vài phần mười m irom et đến m ột vài phần mười nanom et, dưới tác dụng của gradient (độ chênh lệch) áp suất. H ình 2- 28 giới thiệu nác kỹ th u ậ t m àng khác nhau ứng với các kích thước mao quản của m àng và so sánh với kích thước của m ột vài hợp chất thường co' m ặt trong nước. Mặc dù một số kỹ th u ậ t m àng đã đưạc sử dụng để xử lý.nước ngầm (microfiltration), nhưng chúng còn ít được áp dung trong các n h à máy xử ly nước bề m ặt. Các ứng dụng lọc m àng cho nước bề m ặt hiện đang được thử nghiệm ở quy mô pilot, v í dụ như, người ta dùng kiểu m àng cho kỹ th u ậ t vi lọe, siêu lọc để làm trong nước nguyên khai, hoặc lọc nano để xử lý cuối cùng của công đoạn làm trong. 2.6.1. MỘT SỐ CO SỎ LÝ THƯYỂT • Ngưỡng "tách" của m ột m àng là kích thước của m ột tiểu phân lớn n h ất bị ngăn lại bởi màng. Người ta phân biệt, những ngưỡng tách nhỏ n h ất đến cảc ngưỡng tách lớn n h ất của kỹ th u ậ t màng. - Thấm th ấu ngược (được ứng dụng nhiều n h ất trong xử lý nước biển hoặc nước lợ). Về lý thuyết, phương pháp này cđ th ể tách tấ t cả mọi hợp chất trong nước. - Lọc nano (nanofiltration) là m ột biến tướng của lọc thẩm thấu ngược, có th ể giữ lại các ion hoá trị hai, và cho lọt qua các ion hoá trị một.

CO S ỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c T ự NHIÊN

73

Phân tử hữu Cũ' lớn Keo

Họp chất hữu CO'

Vi khuằn

1(1

0

0 Nhìn bằng mắt

Muối hòa tan

Nấm men

Phấn hoa

lOQííin

Virut

0,1

0,01

0

0

0

Ilồng cầu

Vi hữu cơ nhò nhất

Virut

0,00001

0,001

Thầm thấu ngược Lọc nano Siêu lọc

Vi lọc mc cát H ình 2-28. Kích thước các chủng loại có mặt trong nước và các kỹ thuật màng 111011 có.

- Siêu lọc (ultrafiltration) cho phép lọc các hạt huyền phù và các phân tử lớn (tuỳ theo ngưỡng tách của màng), đa số các hạt keo. - Vi lọc (microfiltration) chỉ giữ lại các hạt huyền phù và các hạt keo lớn. • Bản chất hoá học của vật liệu màng là hữu cơ (các chất xenluỉozơ, polysulfon, polyacrylic, polyamit, polyimit, polyuretan...) hoặc là vô cơ (oxit nhôm, cacbuasilic, oxit titan...). Có những màng đối xứng hoặc đẳng hướng, chúng co' thể có một phân bố đều đặn và đồng nhất về mao quản trong toàn bộ chiều dày của nó (chỉ sử dụng cho vi lọc vì lý do nhiễm bẩn), có những màng bất đối xứng được cấu tạo bởi một màng rất mỏng gọi là "da", phủ lên một chất mang xốp có cùng bản chất, hoá học với màng, và có những m àng tổ hợp (coniposit) mà "da” và chất mang của màng có bản chất hoá học khác nhau. • Việc sử dụng các loại màng (module) phải đáp ứng các yêu cầu kỹ th u ật (giá thành tối thiểu, bề m ật riêng cao, vận hành dễ dàng). Người ta phân biệt màng theo các module khác nhau: m ặt màng kiểu lọc ép hoặc kiểu mặt xoắn ốc, modul kiểu hình ống và kiểu sợi rỗng. • Biểu diễn sơ đồ của một màng lọc như sau: Chất lỏng đã lọc

Chất lỏng cần lọc Chất lỏng không qua lọc

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LÝNƯỐC

74 Hiệu su ất lọc sạch được xác định:

c 0o - CP p = ---- -----R n ’ trong đo': ƠQ. nòng độ của hợp chất càn loại bỏ có trong chất lỏng cần lọc; „

T

c

: nồng độ của hợp chất đo' trong chất lỏng đã lọc.

• Hiệu su ất lọc (%) được xác định: Qn

.100 Q trong đó: Qp: lưu lượng của chất lỏng đã lọc; ỵ(V

ộ : lưu lượng của chất lỏng cần lọc. Bảng 2-11 trình bày các hiệu su ất lọc của các loại m àng modul khác nhau. • Bảng 2-11. Hiệu suất lọc cùa các loại inùng m odul khác nhau (%) Loại (mođui) Bản phẳns;

Thầm thấu ngược và nạno ■ 5 -1 5

Siêu lọc '1-5

Vi lọc 1- 6

Sại rỗng

30 - 60

5 - 10 100 (trực diện)

5 -1 5 100 (trực diện)

Xoắn ốc

20 - 25

2 - 10

-

Hình ống

02 - 2

0,5 - 5

05

• Sự chuyển qua m àng một cách chọn lọc làm cho nồng độ chất ta n trê n bề m ặt m àng tăng, tạo ra sự phân cực nồng độ, đôi khỉ, đó là nguyên nhân hình thành một lớp gel ỏ bề m ặt (khi đạt đến giới hạn độ tan của m ột chất nào đo'). Do đo', thông lượng của dòng chất lỏng được lọc giảm. Dòng ch ẫt lỏng cần lọc chảy xiên (nghiêng) với m àng cho phép hạn chế hiện tượng đđ nhờ vào hiệu su ất lọc (bảng 2-11). 2.6.2. THỰC HÀNH VỀ LỌC MÀNG Kỹ thuật lọc Chọn một kỹ th u ậ t lọc m àng nào đó phụ thuộc vào các mục tiêu đề ra. Nếu mục tiêu là loại bô độ đục và vi khuẩn, thỉ từ hình 2-28 co' th ể thấy rằng, có th ể chọn kỹ th u ậ t vĩ lọc hoặc siêu lọc. Nếu vấn đề cần quan tâm là tách bỏ các chất hữu cơ hoặc các vi ô nhiễm hữ u cơ và vô cơ thì cần chọn kỹ th u ật m àng lọc nano, trước đo' cần lắp thêm hệ vi lọc hoặc hệ làm trong truyền thống để bảo vệ hệ lọc nano. Dòng chất càn lọc co' th ể đến trực diện (thường hay tiến hành đối với kỹ th u ậ t vi lọc), không chảy nghiêng (tiếp tuyến), với hiệu su ấ t lọc 100%. C hất lỏng cần lọc cđ th ể chảy nghiêng, với lưu lượng của chất lỏng đã được lọc từ 5 - 10% lưu lượng chất lỏng càn lọc, tuỳ theo quá trình và kiểu (modul) m àng lọc (bảng 2-11). Trong trường hợp này, nước được tu à n hoàn (thường áp dụng cho các th iết bị pilot) hoặc chảy qua tầ n g 2, chất lỏng được lọc đi vào tầ n g 3. Các m àng lọc được lắp thành m ột "chuỗi nối ghép" sao cho hiệu su ất lọc tổng cộng đạt = 80% (lọc nano).

CO Sỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c Tự NHIÊN

75

Bất cứ một loại dòng chất lỏrig cần lọc kiểu gì (trực .diện hoặc tiếp tuyến), m àng lọc cần phải được thau rửa thuỷ lực hoặc khí và (ít hơn) bằng hoá chất với các dung dịch phức kim loại, các tác nhân axit hoặc bazơ hoặc với các chất khử trùng để loại bỏ sự nhiễm bấn sinh học. Các thiết bị lọc màng thưòng bao gồm một hoặc nhiều modul (kiểu m àng lọc), một bơm có áp lực tuỳ thuộc vào quá trình (7 đến 9 bar đối với lọc nano, 1 đến 1,5 bar đối vối vi lọc và siêu lọc) và một hoặc nhiều hệ thống thau rửa. Chí số nhiễm bẩn của nước Một yếu điểm của kỹ thuật lọc màng là sự bít bẩn bởi sự lắng đọng các h ạt keo, các oxit và hydroxit kim loại (sắt, mangan...), cacbonat, khoáng sét... Sự hấp phụ một số hợp chất hữu cơ cũng như bít bẩn sinh học cũng là nguyên nhân của sự bít bẩn màng lọc. Đối với lọc nano (và thẩm thấu ngược), luôn luôn phải dành cho quá trình đó các nguồn nước ít bị nhiễm bẩn, bằng cách xử lý sơ bộ ở công đoạn làm trong và/hoặc vi lọc. Co' một -vài cách thử độ nhiễm bẩn của nước. Chỉ số nhiễm bẩn được biết nhiều n h ất là chỉ số FI (Fouling Index): ngưồi ta kiểm tra nước qua một màng lọc co' mao quản 0,45 /im và đường kính 47 mm, dưới một áp suất không đổi 2,1 bar. Thời gian cần thiết để thu được 500 ml đầu tiên của nước được lọc là tị, sau đó, tiếp tục lọc trong m ột thôi gian T với 5, 10 hoặc 15 phút. Cuối cùng, lọc tiếp thêm 500 ml nữa với thời gian tị. Thời gian t{ dĩ nhiên là dài hơn t-, vì trong quá trình lọc đã hình thành một lớp phân cực (làm giảm dòng chất đã được lọc) và một sự nhiễm bẩn tăng đàn (cũng làm giảm chất đã được lọc). Chỉ số nhiễm bắn được đo bàng một dụng cụ, và được tính như sau:

FI (5, 10 hoặc 15 phút) = ----- ------ .100 các giá trị: 0 > F ỉ > 3 biểu thị nước không nhiễm bẩn; 3 > FI > 6 biểu thị nước nhiễm bẩn ít, (nhưng lịhông thể lọc trực tiếp bằng màng thẩm thấu hoặc nano); 6 > FI > 20 biểu thị nước rất nhiễm bẩn. Hiệu lực xừ lý nước bề mặt • Vi lọc và siêu lọc ít được sử dụng để xử lý nước bề m ặt (mà thường dùng để xử lý nước ngầm). Tuy nhiên cũng có một sô nghiên cứu đã được thực hiện để xử lý nước bề m ặt ở dạng thiết bị pilot. Hiệu lực của kỹ thuật vi lọc và siêu lọc trong ngưỡng tách từ 10'2 - 5.1 Ọ-2 ỊẤĨŨ. cũng tương tự với hiệu lực lọc của các nhà máy xử lý nước truyền thống. Các thử nghiệm, nói chung, đều chứng tỏ khả năng loại bỏ chất hữu cơ hoá chất trừ sâu chỉ đạt giới hạn 30 - 50% nếu không cố m ặt của than hoạt tinh bột (xem phân tạp chất hữu cơ và vi ô nhiễm hữu cơ). C ác k ế t liiậ n c h ín h v ề q u á tr ìn h m àn g • Quá trình m àng là m ột kỹ thuật tách lọc, dưới tác dộng của gradient ap suât, m ang có thề tách dược các phân tủ có kích thước cỡ từ một vài phân mười micromet dên m ột

76

CÁC QUÁ TRÌNH XỬ LY NƯỚC

vài phần mười nanomet. Phụ thuộc vào ngưỡng tách người ta phân biệt m àng lọc thâm tháu ngược, lọc nano, siêu lọc và vi lọc. • Các quá trình này sẽ có triền vọng trong tương lai, trong các dây chuyền xử lý nước bề mặt, hoặc ỏ vị trí làm trong truyền thống (keo tụ - tủa bông - lắng gạn - lọc lóp cổ định) bàng lọc m àng vi lọc và siêu lọc, hoặc ở vị trí oxy hoá trung gian và lóp lọc T I I lì băng lọc m àng nano. • Dòng chất lỏng cần lọc có th ề chảy trục diện vói hiệu suất lọc 100%, hoặc chảy nghiêng (tiếp tuyến) với hiệu suất lọc từ 6 dến 60% tuỳ thuộc vào quá trinh và kiều màng lọc. Trong trường hạp dòng nghiêng, nước dược tái tuần hoàn hoặc chuyền qua tầng 2, chát lọc đã được lọc của tầng 2 lại được cung cấp cho tăng 3... Các m àng lọc dược lắp ráp thành m ột "dãy”, sao cho hiệu suất lọc tổng cộng đ ạ t đến 80%. • Điểm yếu của các quá trinh lọc m àng là bị nhiễm bẩn bởi các lắng đọng của hạt keo, oxit và hydroxit kim loại, cacbonat, khoáng sét, do vậy, phải thường xuyên thau rửa, và riêng dối vói m àng lọc nano cần phải giảm khả năng nhiễm bần của nước bề m ặt nguyên khai nhò biện pháp xử lý sơ bộ bằng làm trong và bằng vi lọc. Có m ột vài phương pháp đánh giá khả năng nhiễm bẩn của nước, phương pháp phổ biến nhát là chỉ số FI (Fouling Index). • Các thử nghiệm về vi lọc và siêu lọc áp dụng cho nước ngọt b'ê m ặt chứng tỏ rõ ràng về khả nâng loại bỏ độ dục, vi khuẩn và virut. Tuy nhiên, việc loại bỏ các chát hữu cơ thi còn bị hạn chế, trừ p h i vừa sử dụng siêu lọc và than hoạt tín h bột. Ngược lại, các kết quả xử lý nhận dược bàng m àng lọc nano dổi vói nước xử lý sơ bộ là rất tốt xét v'ê m ặt loại bò chát hữu cơ, vè các tiêu chuẩn khác (nhu cầu clo, hình thành THM, m ùi vị, sự hòi sinh của vi khuẩn trong m ạng p h â n phối nước) cũng như về khả năng loại bò hoá chát trừ sâu.

77

Chương

3

CÁC LOẠt Ô NHỂM TRONG NƯỚC CAN x ử LÝ Như đã trình hày ở chương "Đại cương về nguồn nước", các tạp chất ô nhiễm trong nước cần xử lý có th ể phân chia thành các loại như sau: - Các tạp chất ở dạng huyền phù và keo (độ đục, tảo, vi khuẩn, virut...). - Các tạp chất hữu cơ (bị oxy hoá bởi KMn04, nitơ dạng Kjeldhali*) (nitơ hữu cơ), cacbon hữu cơ,...). - Các tạp chất hữu cơ hoà ta n không cần thiết và độc hại, được gọi chung là các "vi ô nhiễm hữu cơ" (hqá chất trìí sâụ, dung môi clo họá, hydrocacbon thơm...). - Các tạp chất vô cơ hoà tan không cần thiết và độc hại, được gọi là các "vi ô nhiễm vô cơ" (nitơ dạng amoniac, các nitrat, c á c kim loại...). ‘ Độ dục và các tham số về vi sinh vật nói chung, không còn là vấn đề quan ngại trong việc xử lý nước hiện nay. Nhưng vấn đề lại không như th ế đối với các ô nhiễm của tảo, các tạp chất hữu cơ tự nhịên và các vi ô nhiễm vô cơ. Do đo', trong chương này, sê trìn h bày một cách chọn lọc về các biện phầp, các số liệu liên quan đến các phương pháp xử lý các đối tượng như tảo, tạp chất hữu cơ (và các ảnh hưởng của chúng đến chất lượng nước: m ùi vị, độ độc, ...), các vi ô nhiễm hữu cơ (hoá chất trìí sâu) và các vi ô nhiễm vô cơ (nitơ, sắt, mangan, nhôm, chì, clorit, bromat). 3 1. TÀO Sự gia táng nòng độ các chất hữu cơ và vô cơ trong môi trường nước dưới tác động của nhiều yếu tố tự nhiên và con ngươi co' thể dẫn đến một sự m ất cân bầng cửa h# sinh thái dưới nước. Chẳng hạn, sự phì dưỡng (eutrophisation) làm tăng sự phát triển c ề s tảo do sự co' m ặt của các nguyên tố dinh dưỡng chủ yếu (nĩtơ, phospho, cacbon) và do eác điều kiện vật lý phù hợp (nưồe trong, nhiều ánh sáng, nắng ấm). Hiện tượng này thường quan sát vào mùa hè dến cuối mùa thu trong các ao hơ yà các vùng sông nước chảy chậm. 3.1.1. HIỆN TƯỢNG PHÌ DƯỠNG VÀ TẢO 3.1.1.1. N guồn gốc sự phì dưỡng • Các nguyên tố dinh dưỡng chính cần cho sự phát triển sự phì đưõng là: -

Nitơ: tồn tại ở dưới dạng phân tử (cố định bởi các tảo lam và vi khuẩn), dưới

(*) Nitư ờ dạng Kjeidhal (NTK), nghĩa là nitư ờ dạng hữu cư dược phân tích bằng phưưng pháp Kjeldhal.

CÁC LOẠI ò NHIỄM TRONG NƯÓC CẦN x ử LÝ

78

dạng oxy hoá (n itrit và nitrat) và dưới dạng khử (nitơ của amoniac và của các hợp chất hữu cơ). — Phospho: tồn tại trong nước dưới dạng hạt cặn (85%) và dưới dạng hoà tan (phosphat, polyphosphat...). — Cacbon: bị đồng hoá bở.i các tảo khi quang hợp dưới dạng C 0 2 của khí quyển, bỉcabonat và các vật liệu hữu cơ phân huỷ sinh học. • Tổng lượng các nguyên tố pHì dưỡng có th ể bao gồm lượng nguyên tố p h i dưỡng bên ngoài đến tìí sự ô nhiễm của các nguồn nước chảy vào hồ, do xói mòn và trôi rửa đất nông nghiệp, đồng thời bao gồm lượng nguyên tổ p h ì dưỡng bên trong do các nguyên tổ phosphớ và niiơ được tái tạo từ các lắng đọng đẩy hồ. • Các ô nhiễm dột xu ấ t (từ bên ngoài) chủ yếu là do sự thải bỏ của các trạm xử lý. Các ô nhiễm khuếch tản chủ yếu có nguồn gốc nông nghiệp, liên quan đến sự trôi rửa đ ất và sự xói mòn, nên nguồn ô nhiễm này biến đổi theo vùng, v í dụ, ở vùng trồ n g ngũ cốc, lutíng ô nhiễm nitơ cd th ể đ ạt đến 32 kg N /ha.năm , đối vớí các vùng chán nuôi - 77 kg N/ha.năm. • Trong các trầm tích ở đáy hồ,... cđ nhiều phospho nằm ở dạng phosphat ferie. Độ hoà tan của nó phụ thuộc vào các điềù kiện oxy hoá - khử (oxy hoà tan) ở bề m ặt phân cách nựớc/trầm tích. Sự hoà tan đó làm tă n g hàm lượng phospho trong nước. Lượng phospho trong trầ m tích của những vùng nước lâu năm có th ể đạt đến 300 kg p/ha, với hàm lượng p trong trầm tích biến đổi từ 1 đến 3,5 mg p/g (trầm tích khô). 3.1.1.2. Đặc đ iể m c ủ a n h ữ n g h ồ p h i d ư ỡ n g Căn cứ vào nông độ khác nhau của phospho, nitơ, cloròphyl Và độ đục, người ta chia rá bốn cấp độ dưỡng chất: thiếu đưõng (ologotrồphic), tru n g dưõng (mesotrophic), phỉ dưỡng (eutrophic) và quá phì dưỡng (hypereutrophic). Các giá trị tương ứng được cho ' trong bảng 3-1. 3 -/; Phân toại các trậng thái dưững chất theo các tham s ố đặc trung cùa iimSc

Trạng thái dưững chất

Thiếu duửng

Trung dirững

Phì dưỡng

Quá phì dưỡng

Phospho tồng cộng, mg p/l

< 0,01

0,01 - 0,05

0,05 - 03

> 03

Nỉlơ tồng cộng, mg NTK/1

0,1- 1

0 ,5 -1

1 -2

> 2

Clorophyl, /íg/l

0 - ự

1,5 - 16

16 - 50

> 50

Độ đục (độ sâu nhìn suốt), m

to

2,5

0,5

3.1.2. CÁC LOẠI TẢO Quàn th ể thực vật phù du rấ t đa dạng, có th ể phân chia thành năm nhóm chính: - Tảo dỉatom hoặc tảo vàng, sự tăn g trưởng của no' đạt cực đại vào m ùa đông, mùa xuân (trong nguồn nước giàu không khí, giàu n itra t và nhiệt độ thấp hơn 15°C). - Tảo xyanophyl hoặc tảo xanh, tảo này p h át triển m ạnh vào m ùa hè và m ùa thu,

CÖ Sỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯỐC Tự NHIÊN

79

là nguồn gốc gây ra vị khó chịu (mùi mốc). Tảo phát triển thuận lợi khi nước giàu nitơ hữu cơ hoà tan. -

Tảo clorophyl hoặc tảo lục (kiểu Scenedesmus), sự phát triển của tảo tốt nhất vào m ùa hè và m ùa thu, tảo đồng hoá một lượng lớn nitrat và phơsphat hoà tan. - Tảo zygophyl. - Tảo euglenophyl (thường < 1%) đặc trưng cho môi trường phì dưỡng giàù các chất hữu cơ. Các tảo diatom, clorophyl và xyanophyl thường chiếm đa số và có sự phân bố khác nhau. Sự xác định loại tảo được tiến hành bằng kính hiển vi hoặc bằng định lượng các sắc tố clorophyl a, b và c (đánh giá tổng thể). 3.1.3. ẨNH HƯỎNG CỦA TÁO ĐẾN VIỆC x ử LÝ NƯỎC • Ẩnh hưởng đến chất lượng nước No'i chung, trong các nguồn nước phl dưỡng, chất lượng nước bị thay đổi đáng kể, do đđ, ảnh hưởng lớn đến nhiệm vụ xử lý nước. Những bất lợi do tảo gây ra la: - Sự tăng trưởng của các thực vật phù du với hông độ cao của clorophyl "a" cỡ vài trăm ụ g/1, tảo xyanophyl là chủ yếu, tạo ra các "hoa nước” nổi và tạo ra vị kho' chịu. - Sự thay đổi đáng kể về nồng độ oxy trong nước theo độ sâu và theo thòi gian trong ngày. - Sự chuyển hoá mạnh (tiêu thụ mạnh) n itrat trong mùa hè và xuất hiện nhiều n itrit (tác nhân gây ung thư). - Làm biến đổi cân bằng canxi- cacbonic của nước do tièu thụ C 02 (quang hoa), dẫn đến các biến đổi đột ngột pH (từ 6,5 đến 9) trên bề mặt nước. - Tạo ra một vùng thiếu oxy, axit hơn, ở các lớp nước dưới bề mặt, ở đtí, các tảo láng đọng (nhất là về niùá thu) và tiêu thụ oxy để thực hiện các phản ứng với sất, mangan, phosphat và amoni. - Làm giảm chất lượng cảm quan của nước, bởi vì các tảo là đặc trưng cho các vị bùn, đất, ắm liên quan đến sự cđ m ặt của các chất như geosmin và 1,2 metyl isoborneol, Cũng như m ercaptan, pyrazin... ‘ — Xuất hiện một số độc tổ. • Ấnh hưỏng dến v iệc xử lý nước Bất lợi chủ yếu đo tảo gây ra trong quá trình xử lý là: tảo vẫn còn lại trong nước sau khi lọc, làm nhiễm bẩn các lớp lọc và làm giảm thời gian hoạt động của lớp lọc. Các bất lợi khác liên quan đến sự gia tăng, đôi khi đột ngột, nhu cầu các chất oxy hoá, làm giảm tính hiệu quả của sự khử trùng. Cuối cùng, tảo co' thể giải phóng các hợp chất hữu cơ co' khả năng tạo phức chelat làm giảm hiệu lực keo tụ của các muối sắt và nhôm. 3.1.4. NGĂN NGỪA VÀ x ử LÝ TẨO • Ngăn ngừa và xử lý sự phì dưỡng Xác định sự phì dưỡng bằng cách tiến hành lấy mẫu ở nhiều điểm khác nhau của hồ, ở các độ sâú khác nhau, để thiết lập một bản đồ các tham số phụ thuộc theo chiều sâu.

80

CÁC LOẠI Ô NHIỄM TRONG NƯỐC CÀN x ử LÝ

ữẳc 'éĩíMẼữ- ểế hoá lý và sỉtth học có th ể cung cấp các thông tin cho phép xác định trạ n g th ái phì dưỡng của nước và sự thay đổi của các tham số như oxy hoà tan, pH, nhiệt độ, hàm lượng chất phỉ dưỡng (nitơ, phospho), các nồng độ của sát và m angan, hàm lượng chất h t u cơ, các chủng loài tảo, độ dục. X uất phát từ các số liệu đó, xây dựng các mô M Ä èho phép đánh giá độ phì dưỡng, mô hình dựa trên cơ sở tỷ số cacbon/nitơ, hoặc dựa và® độ truyền qua, clorophyl "a" và phospho tổng. - Các hoạt động bảo vệ nguồn nước: (1) cải thiện việc xử lý các nguồn nước thải cỡ*fê «gM ệp và dân cư, (2) xây dựng các công trìn h phục vụ nông nghiệp, (3) quản lý tố t việc thầo thều các nguồn ô nhiễm, (4) áp dụng cấc quy định sử dụng hợp lý liều lượng phân bón, và (5) thống n h ất quy trìn h trồng trọt, canh tác. - Gác Biện pháp bảo vệ nước trong các vùng hồ: (1) làm thoáng khí, cung cấp khí (khhhg khí hoặc oxy), (2) luân chuyển nước bàng các th iết bị cần thiết, (3) kết lắng hoặc xử lý sỉnh học các nguyên tố dĩnh dưỡng, (4) rắc (rải) các hoá ch ất như Sulfat đồng (1 2 tếù/ha), h ĩtra t canxi (10 - 12 tấn/ha), đá phấn. (3 - 5 tấn/ha, hai lần trong m ột năm), Sulfat nhôm (0,2 tấn/ha), (5) nạo vét lòng hồ, (6) th ả cá để giảm sinh khối rong tảo. i Ngẵn ngừu và xử lý tảo trong đây chuyền xử lý nước Loại Bỏ và trừ diệt các loại tào trong quá trìn h xử lý nước được thực hiện ở các giai đ o ạn k h ác'n h au của dây chuyền. Đó là việc không dễ dàng gì. Tảo diatom, nđi chung, dễ bị loại bỏ h ơ n tảo clorophyl, tảo clorophỵl lại dễ hơn tảo xỵanophyl. - Lọc qua vải có lỗ 40 pm . Đó là một trong các biện pháp kém hiệu quả (cực đại chỉ đ ạ t 50%), vấ, no'i chung, không có lợi cho việc làm trong. - Keo tụ - tủa bông - láng gạn có m ột hiệu suất thấp trong việc xử lý tảo, đặc biệt, đối với tảo xỵanophyl, trừ phi có thêm biện pháp oxy hoá sơ bộ khá m ạnh. Liều lượng của ch ất keo tụ phải thích hợp với th ế zeta. - T ất cả các chất oxy hoá có th ể loại bỏ và trừ diệt các loại tảo với điều kiện sử d ọ n g m ột liều lượng đầy dử. Tuy nhiên, địều đó cũng làm xụất hiện m ột số vấp đê khác, như sự hình thành các chất THM, và nhiều mùi vị clo. - Ozoflotation là m ột kỹ th u ậ t mới áp dụng cho việc xử lý phì dưỡng. Dược đặt sau giai đồạn -heo tụ -tủ a bông (đtrng clorua sắt). Ozöflotation là sự kết hợp quá trìn h oxy hoá bởi ớzon vã sự lọc nổi bằng các bóng khí ozon (xem phần làm trong). K hả năng nhiễm bẩh côa nước giảm tư 50 đến 75%, chủ yếu đo loại bỏ tảo, phần lớn là tảo clorophyl. Liều lượng ozön tdng cộng thường là 1 - 2 g Ọ3/m 3. - Đậy náp các công trìn h để hạn chế sự chiếu sáng của M ặt Trời, để làm giảm sự tâ n g »inh của tảo trong bể láng gạn và trong các lốp lọc. C ác k ết lu ậ n v ề tả o tửng nòng độ các chắt hữu ca và vô co trong môi trường nước dưới tác dụng của các yếu tố tự nhiên và nhân tạo có thề d&n đến hiện tượng p h ì dưỡng, làm cho các loài táo p h á t triền m ạnh nhà có nhiầu nguyên tố dinh dưỡng và các diêu kiện vật lý thích họp (nhiêt dộ, ánh nấng M ật Trời ...). Hiện tượng dó dược quan sát chủ yếu trọng thời kỳ m ừa hè d in cuối m ùa thu trong những vùng hò. •V Căc nguồn nước p h ì dưỡng dược dặc trưng bởi các giả trị p H thường kiêm nhất,

GO Sỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c Tự NHIÊN

81

nồng độ của sát, mangan cỡ nhiều mg/l, nông độ nitơ, phospho ứng với trạng thái p h ì dưỡng và quá p hì dưỡng luôn đạt giả trị caọ. Sự ô nhiễm do thực vật phù du rát da dạng, có ba nhóm tảo chính: tảo diatom hay tảo vàng, tảo xyanophyl hoặc tảo xanh, tảo clorophyl hoặc tảo lục. • Sự có m ật cùa tảo trong nước làm thay dổi dáng kể p H của nước (từ 6,5 đ ến 9) cân bầng canxi-cacbonic, hàm lượng oxy, gây mùi vị lạ và dộc tố. Khi xử lý, tảo làm nhiễm bẩn các lớp lọc, làm tăng đáng kề nhu càu chất oxy hoá và giảm hiệu lực khử trùng. • Việc ngăn ngừa và xù lý tào trong nước có thề dược tiến hành dối với vùng hồ, hoặc thượng nguồn trẽn các vùng hô. Dối vói vừng hô, người ta phải tìm cách tăng cường luân chuyển nước, trộn khí (không khí hoặc oxy), rải hoá chát hoặc nạo vét lòng hô. Loại bỏ và trừ diệt các loại tảo trong quá trình xử lý nước bằng lọc vài, oxy hoá sơ bộ, lọc nổi bàng ozon. 3,2. CÁC TẠP CHẤT HỮU c ớ Tự NHIÊN

Các tạp chất hữu cơ tự nhiên (HCTN) được tạo ra từ sự phân huỷ các xác thực vật, động vật và vi sinh vật. Nguồn gốc của các HCTN có thể xuất phát từ trong nguồn nước hoặc cđ thể tùt m ặt đất, do những dòng chảy, và sự xói mòn của đất. Các chất HCTN tạo nên một đặc trư ng tổng th ể cho thành phần hữu cơ trong nước tự nhiên. Thành phần đđ trong thực tế rấ t kho' xác định một cách chính xác theo tiêu chuẩn chất lượng của nước uống, nhưng nó ảnh hưởng một cách khá rõ đến các tham số màu sác, mùi vị, khả năng oxy hoá theo perm anganat kaỉi. Ngoài các tạp chất HCTN, trong nước còn co' các hợp chất hữu cơ khác ở dạng vết, mà người ta thưòng gọi là các chất vi ô nhiễm hữu cơ. Chúng thường là các hoá chất trừ sâu, chất tẩy rửa, hữu cơ - clo, phenol, hydrocacbon thơm... Trong phàn sau, chúng ta sẽ xem xét về các chất vi ồ nhiễm hữu cơ này. 3.2.1. PHẢN TÍCH CÁC H ộ p CHẤT HCTN Sự co' m ặt của các hợp chất HCTN trong nước có thể được phát hiện bằng màu sác và mùi vị của nước. Thực vậy, người ta co' th ể biết màu đặc trưng của m ệt số ngúồn nưốc ở vùng hồ hoặc một số địa điểm gần hồ, phát hiện mùi khó chịu của một số chất bay hơi thoát ra do các phản ứng phân huỷ. Bằng các phương pháp phân tích các nhà hoá học có th ể phát hiện sự co' m ặt các tạp chất HCTN bằng các tham số chung như độ oxy hoá theo perm anganat kali (Ox. K M n04), nhu càu hoá học của oxy, lượng nitơ Kjeldahl và cacbon hữu cơ bằng các phương pháp oxy hoá, hấp thụ ụv, so màu và phổ huỳnh quang... • Độ oxy hoá theo KMn04 (Ox. KMnOị)

Độ oxy hoá theo KM n04 hoặc chỉ số perm anganat được xác định bởi một, phản ứng hoá học của KM n04 với các hợp chất trong môi trường kiềm hoặc axit, trong, thời gian 10 phút, Tụy nhiên, kỹ th u ật phân tích này thường bị cho là khả năng oxy hoá yếu của K M n04, ngay cả trong các điều kiện thao tác chậm. Ngoài ra, phương pháp này rấ t khó áp dụng cho các quá trình liên tục. • Hấp thụ u y

Hấp thụ uv ở bước so'ng 254 nm là niột phương pháp rất hữu hiệu, nhưng có thể bị

CÁC LOẠI ô NHIỄM TRONG NƯỐC CẦN x ử LỸ

82

che chán bởi m ột số hợp chất vô cơ và phụ thuộc vào bản chất chất hữu cơ tự nhiên. Do đó, kết quả của nó không luôn tương ứng với độ oxy hoá theo K M n04. Một m ậ t độ quang bằng 1 của cuvet dày 1 cm tương đương với giá trị khoảng 30 đến 45 mg 0 2/l của phản ứng oxy hoá theo K M n04 trong môi trường axit. • Nitơ hữu cơ (NTK)

Nìtơ hữu cơ hay còn gọi nitơ Kjeldhal (NTK) là tham số thứ hai về chất lượng của nước liên quan đến hợp chất hữu cơ. NTK không phải là đối tượng theo dõi của nhiều nghiên cứu trong lĩnh vực nước sạch. Các giá trị xác định được chứng tỏ, tham số NTK biến đổi khá rộng (từ m ột vài phần mười đến m ột vài mg/1). Đối với nước đã được xử lý, nông độ của NTK hoặc của nitơ hữu cơ (không kể nitơ trong N H 4 ) dưới 1 m g N/l, trong trường hợp này NTK khố phát hiện bằng phương pháp Kjeldhai. • Cachón hữu cơ tổng (CHCT) và cacbon hữu cơ hoà tan (CHCHT)

Chuẩn độ cacbon hữu cơ tổng là một phương pháp tốt n h ất để phân tích các chất HCTN trong nưỗc tự nhiên và trong nước đã xử lý. Nói chung CHCT bao gồm 90% lượng cacbon hữu cơ hoà tan (CHCHT) và 10% cacbon hữu cơ rắn (CHCR). CHCHT là các chất HCTN còn lại sau khi lọc qua m àng 0,45 fim . Có th ể có một mối quan hệ giữa lượng CHCT của nước với độ oxy hoá theo K M n04 trong môi trường axit và tổng lượng CHCHT, với đám hấp th ụ u v , những giá trị tim được nhiều khi phụ thuộc khá nhiều vào bản chất nguồn nước ban đầu và mức độ xử lý. Giá trị của tỷ số Ox. K M n04 (axit)/CHCT thường cao hơn 1 đổi với nước chưa xử lý (1 - 2 mg 0 2/mg C), tro n g khi đó, tỷ số trên thưồng thấp hơn 1 đối với nước đã xử lý. Giá trị của tỷ số hẩp thụ UV (1 cm, 254 nm)/CHCHT nàm trong khoảng 0,03 - 0,04 đối với nước sông. • Các hợp chất humic

Các hợp chất hữu cơ đóng góp vào giá trị CHCHT co' th ể phân chia th àn h các loại khác nhau. Trong các kỹ th u ậ t tách hiện nay, người ta thường sử dụng chất hấp phụ co' mao quản lớn đổ tách thành hai nhóm lớn: nhổm hợp chất hydrophob (ưa dầu) và hyđrophyl (ưa nước). Các hợp chất hydrophob chủ yếu gồm các hợp chất humic, nghĩa là các axit hum ic (phần Ít) và axit fulvic. Các hợp chất humic đại diện cho ~ 50% CHCHT trong nước bề mặt. Các hợp chất đó đóng vai trò quan trọng ảnh hưởng đến ch ất lượng của nước tự nhiên, yì rằn g chúng là các tác nhân chủ yếu gây m àu của nước, tạo phức kịm loại và hình thành các sản phẩm phụ trong giai đoạn clo hoú, khử trùng. m Các chẵt hữu

CƠ

phân huỷ sinh học

Một phần của các chất hữu cơ tự nhiên cđ khả năng bị đồng hoá hoậc bị loại bố sinh học thường là nguồn gốc của sự hồi sinh vi khuắn trong m ạng phân phối nưốc. Do đó, cần phải xác định lượng phần hữu cơ đo'. Nhiều kỹ th u ậ t được sử dụng để đánh giá lượng cacbon hữu cơ đồng hoá (CHCĐH), hoậc thông thường hơn, lứợng cacbon hữu cơ phân huỷ sinh học (CHCSH). CHCSH cổ th ể được xác định bấng cách đo lượng suy giảm của CHCHT sau m ột thời gian 28 ngày vối sự cố m ặt của m ột huyền phù vi khuẩn P h ần cacbon hữu cơ không phân huỷ sinh học (CHCKSH) là phần cacbon còn lại sau thí nghiệm. Do đó, có th ể tín h được lượng CHCSH = lượng CHCHT - lượng CHCKSH. Giá trị của CHCSH của m ột vài nguồn nước bề m ặt nằm trong khoảng vài % đến 30% của CHCHT.

c ỏ s ỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ố c Tự NHIÊN

83

Bàng 3-2. Các phương pháp phân tích các chất hữu'co- tự nhiên trong nước

OxKMn04

NTK

CHCT

Hấp thụ u v

CHCSH

Vâng Không

Vâng Không

Vâng * Vâng *

Vàng Không

Không Không

mg 0 2/l

mg N/l

mg <71

cnT1

30 phút

4-5h

10 phút

Vài phút

Vài ngày đến ba tuần

0,1

0,5

0,1 - 0,05

0,005

0,1

± 0,2

± 1,5

± 0,05

± 0,01

± 0,05 đến ± 0,1

5 - 90%

-

60 - 100%

1- 2 mg0 2/mg c**

-

Vâng (5 mg 0 2/l)

Vâng (Img N/l)

(H+) Có thề sử dụng ờ: • Phòng thí nghiệm • Liên tục ờ nhà máy ô ơ n vị đo Thời gian phân tích

Độ nhạy (ngưỡng xác định) Độ lặp lại

Hiệu suất oxy hoá Tương quan với CHCT

Tham số xác định chất lượng nước

mg

c/l

-0,03-0,04***

Không

Không

Không

* vói kỹ thuật viên ** với nước nguồn (< 1 với nước đã xử lý) *** CHCHT của nuức sông

3.2.2. ẢNH HƯỎNG CỦA CÁC TẠP CHẤT HỮU c o T ự NHIÊN ĐẾN CHẤT LUỌNG NUÓC X ử L ý ' Sự có m ật các tạp chất HCTN làm ảnh hưởng đến các tham số đặc trưng cho chất lượng của nước xử lý một cách đáng kể. Chủ yếu là, co' các biểu hiện khác thường về màu, mùi và vị của nước, cũng như các giá trị Ox. KM n04 rấ t cao. Các tham số chất lượng khác cũng thay đổi vì sự có m ặt của các tạp chất HCTN như hàm lượng của các chất vi ô nhiễm, do sự tạo phức với HCTN, hoặc được hình thành đo oxy hoá HCTN. Cuối cùng, tính ổn định về chất lượng nước trong mạng lưới phân phối càng giảm nếu lượng HCTN trong nước xử lý càng cao. • Suy giảm chất lượng cảm quan (màu, mùi và vị)

Màu vàng-nâu của nước đôi khi thấy rấ t rõ là hệ quả đầu tiên của sự có m ật các chất HCTN trong nước cần xử lỷ. Một hệ quả khác là mùi và vị của nước rấ t tồi do có một nồng độ nhỏ các chất có vị và do -một hiện tượng cộng tính rất khó hiểu giữa các chất HCTN với nhau và với các tạp chất khác. Mùi và vị là tiêu chuẩn dễ cảm nhận nhất bởi ý kiến của cộng đồng đối với chất lượng nước sinh hoạt. Tuy nhiên, các tham số đo' lại rấ t ngược đời là khó xác định định

84

CÁC LOẠI Ó NHIỄM TRONG N ư ó c CẦN x ử LÝ

lượng. Mùi và vị là hai thám số dễ lẫn lộn với nhau. Sử dụng một phương pháp phân tích đã được tiêu chuẩn hoá cho phép đánh giá mùi vị theo một loại nước được xem là "không mùi vị". Các tạp chất HCTN có m ặt trong nước có th ể là do ô nhiễm xuất p h át từ tự nhiên, công nghiệp và nông nghiệp. Các HCTN còn có th ể là các chất ban đầu để tạo ra các hợp chất có mùi do các phản ứng oxy hoá, phân huỷ sinh học, khử trùng... trong quá trìn h xử lý nước. • Hình thành các sản phẩm hữu cơ - clo Ầnh hưởng quan trọng n h ất của các tạp chất HCTN ti-ong nước là khả năng phản ứng của chúng với clo, với nước Javel. Diều đđ dẫn đến một sự tăng đáng kể nhu cầu ch ất oxy hoá và sự hình th àn h các hợp chất hữu cơ - halogen, chủ yếu là hữu cơ - clo. R ất nhiều nghiên cứu đã được tiến hành trong lĩnh vực này phát hiện các sản phẩm phụ (xem phần oxy hoá và khử trùng), nồng độ tổng của chúng thường được th ể hiện dưới th u ậ t ngữ hợp chất hữu cơ - halogen tổng (H C-Halo-T) hoặc hợp chất hữu cơ - halogen hấp phụ (H C -Halo- HP). Các HC-Halo-T co' một phần nửa là các THM (trihalogen, cloroíbrm, diclobromometan, dibromcloetan, bromíbrm) và các axit cloaxetic. Nhu cầu clo (72 h) của nước bề m ặt là khoảng 1 đến 2 mg Cl2/mg CHCT (không co' nitơ dạng amoniac), trong khi đó lượng THM hỉnh thành là 25 đến 50 ¡ug THM/mg CHCT, lượng H C -H alo-T hình thành là 100 - 200 /íg Cl_ /mg CHCT, trong cùng một điều kiện (72 h). Các sàn phẩm hữu cơ - halogen khác có th ể được hình thành ở trạn g thái vết. Một trong các hệ quả của sự hình thành các sản phẩm phụ của các chất hữu cơ - clo là xuất hiện các mùi và vị m à người sử dụng thường gọi là "vị clo" hoặc "mùi hoá chất,". Một hệ quả khác nữa là độc tính của một số sản phẩm phụ đo'. Thực vậy, từ khi phát hiện 1-a THM năm 1974, người ta luôn luôn đ ặt câu hỏi về vai trò gây ung thư của các sản phẩm đó và các sản phẩm hữu cơ - halogen khác. Trong rấ t nhiều nước Châu Âu, nòng độ của cloroform trong nước uống được giới hạn trong khoảng Ị đến 100 /íg/1. Tiêu chuẩn mối của Tổ chức Y tế th ế giới (WHO) đề nghị là 200 ftg/l. ở Pháp (1995), người ta chỉ chấp nhận giá trị của cloroform là 30 ụgỉì. Các dự án mới của Cộng đồng Châu Âu về nước có quy định cụ th ể cho hai chất THM là: cloroform chỉ cho phép đến 30 pg/ì và bi*omo-diclorometan 15 JUg/l. -

• Sự hình thành các sán phẩm oxy hoá khúc Khác với clo và các dẫn xuất của nó, tác dụng của dioxit clo với các hợp chất HCTN tạo, ra ít các dẫn xuất clo hơn nhiều. Tuy nhiên dioxit clo lại oxy hoá rấ t nhanh một vài thành phần của HCTN, như vối axit amin, và hydrocacbon thơm của các hợp chat humic. Một vài giá trị tiêu hao dioxit clo bởi nước bề m ặt là: 0,7 đến 1,5 mg C102/mg CHCT. Ozon, hoặc ozon với H 20 2 có thể chuyển hoá tấ t cả các loại hợp chất của HCTN (xem phần oxy hoá và khử trùng). Do đó, nhu cầu ozon của nước bề m ặt khá cao, cỡ tỉí 0,8 đến 1,5 mg 0 3/mg CHCT (với thời gian tiếp xúc 10 phút). Các sản phẩm phụ chủ yếu của giai đoạn ozon hoá được biết trong tài liệu công bố là các aldehyt, các xeton và các axit aliphatic. Theo bản chất của chúng, các sản phẩm phụ đo' ít độc hoặc chỉ th ể hiện một hoạt tính yếu về hạn chế lên men. Do vậy mà WHO khuyên nghị nồng độ hạn chê' của các aldehyt là 900 fig/1 (trong khi đo', các sản phẩm phụ khác của clo hoá co' nồng độ hạn chế rấ t thấp).

c o s ỏ LÝ THUYẾT VÀ CÒNG NGHỆ x ử LÝ N ư ỏ c T ự NHIÊN

85

• Sự ổn định chất lượng cùa nước (ròng hệ phân phối Các hiện tượng liên quan đến sự biến đổi chất lượng nước trong mạng phân phối co' thể dẫn đến sự suy giảm (hoặc thay đổi) nhiều tham số hoá lý (nhiệt độ, oxy hoà tan, độ đục, hợp chất nitơ, cân bằng canxi - cacbonic, hợp chất hữu cơ hoà tan), các tham số sinh học và cảm quan của nước. Hàm lượng các chất HCTN trong nước xử lý là một tiêu chuẩn quan trọng nhất vì sự co' m ặt của HCTN (cũng như của nitơ amoniac) co' th ể kéo theo sự phát triển vi khuẩn không gây bệnh, chúng cô' định rất nhanh (một vài giờ) trên vật liệu có bản chất bất kỳ. Mức độ hình thành một màng sinh học phụ thuộc vào nhiều yếu tố: nồng độ dư của các chất khử trùng, nồng độ các chất HCTN và chủ yếu là nhóm HCTNSH và, cuối cùng, chế độ thuỷ lực trong mạng phân phối. Hiện nay ngứời ta đều thìía nhận rằng, một hàm lượng của các hợp chất HCTNSH dưới 0,2 mg/1 là cần thiết để hạn chế sự phát triển của màng sinh học trong hệ phân phối. 3.2.3. LOẠI BÒ VÀ CHUYỂN HOẤ CÁC TẠP CHẮT HCTN BẰNG CÁC BIỆN PHÁP x ử LÝ TRUYỀN THỐNG Nếu người ta xem rằng, khử trùng và làm trong là hai biện pháp xử lý đã được giải quyết, thì loại bỏ các tạp chất HCTN vẫn còn là vấn đề nan giải nhất trong việc xử lý nưốc bề mặt. Việc loại bỏ các tạp chất HCTN không chỉ nhàm đáp ứng các tiêu chuẩn chất lượng (màu, mùi, vị, độ oxy hoá, NTK) mà còn muốn đạt được một mục đích khác nữa là hạn chế hàm lượng cloroform, độ đục và tàng cường tính ổn định của nưốc trong hệ phân phối. Không co' bất cứ một biện pháp xử lý nước truyền thống nào thoả mãn yêu càu về loại bỏ hoàn toàn các tạp chất HCTN. Thực vậy, nhiệm vụ chính của keo tụ - tủa bông là làm trong, của hấp phụ trên than hoạt tính là khử mùi và loại bỏ các chất vi ô nhiễm hữu cơ, trong khi đó oxy hoá bảo đảm chất lượng về mặt vi khuẩn và virut của nước đã xử lý nằm trong mạng phân phối. Tuy nhiên, ba biện pháp trên đóng vai trò rấ t quan trọng trong việc loại bỏ và chuyển hoá các chất HCTN. 3.2.3.1. K eo tụ - tủ a b ô n g v à làm tro n g Trong trường hợp chung đối với nước bề m ặt và đặc biệt đối với nước có màu và ít đục, thì bản chất, liều lượng chất keo tụ và pH cần sử dụng phải được lựa chọn theo hàm lượng của chất HCTN (Ox. KM n04 hoặc CHCT). Tuy nhiên, xét về go'c độ xử lý nước thì lượng chất HCTN bị loại bỏ rất ít và giá thành xử lý sẽ rất cao. Như vậy cần phải lựa chọn các điều kiện tốt nhất cho sự keo tụ - tủa bông, nhưng việc đđ không phải luôn dễ dàng, nếu người ta quan tâm đầy đủ đến các yếu tố khác nhau về chất lượng nước (ví dụ: nòng độ tồn dư của chất keo tụ) ... Nhiều nghiên cứu ở phòng thí nghiệm về xác định độ pH tối ưu để keo tụ - tủa bông các tạp chất HCTN đã được tiến hành trong nhiều nãm qua. Hình 3-1 trình bày hai thí dụ về sử dụng chất keo tụ là clorua sắt. Tập hợp các sô' liệu nhận được chứng tò rằng, pH tối ưu là 5,5 hoặc thấp hơn một ít, đối với clorua sắt; pH = .5 T 6 đối với muối nhôm. Một trong những nhược điểm chính của việc sử dụng pH thấp là sự hoà tan một phàn chất keo tụ. Một nhược điểm khác là kích thước các cụm bông nhỏ. Hai nhược điểm đó thể hiện rấ t rỗ đối với muối nhôm, còn đối với muối

86

CÁC LOẠI Ỏ NHIỄM TRONG NƯỐC CẦN x ử LÝ

sắ t thl lại kém nhạy hoặc thậm chí không th ể hiện sự sai khác gì khi pH giảm. Do đó, vì sao người ta lại hay tiến hành keo tụ - tủ a bông ở pH thấp bằng clorua sắt. Đối với nước, nhiễm m àu đậm và ít thành phần khoáng, thì clorua sát rấ t có hiệu quả để keo tụ trong môi trường pH axit (5 - 6). Khi không th ể ứng đụng m ột pH thấp đê tiến hành keo tụ, người ta bắt buộc phải keo tụ ở pH 6 - 7 (vì lý do kỹ th u ật, thì bấy giờ,sự khác nhau giữa muối sát và muối nhôm là không đáng kể).

Hình 3-1. Ví

dụ

ve ảnh hường của pH đến khả năng loại b ỏ tạp chất HCTN và đến hàm lượng (Fe) khi keo tụ - tủa bông (FeCI3).

CÒ I

lại

Liều lượng chất keo tụ được xác định ở phòng thí nghiệm theo phương pháp J a r - Test (xem phần keo tụ - tủ a bông). Khi chi một tham số chất lượng được xem xét thì liều lượng tối ưu của chất keo tụ thường khó xác định, bởi vì, hiệu suất loại bỏ cực đại các chất HCTN thường ít khi ứng với một liều lượng chính xác, m à hay nấm trong một khoảng giá trị của nồng độ chất keo tụ, trong khoảng đo' nồng độ còn lại của các chất HCTN chi giảm rấ t ít với liều lượng chất keo tụ (hình 3-2). VI thế, sau khi đã xác định được khoảng giới hạn nồng độ keo tụ đo', cần phải nghiên cứu chính xác liều lượng xử lý

c o SỎ LÝ THUYẾT VÀ CÒNG NGHỆ x ử LÝ NƯỐC T ự NHIÊN

87

trong khoảng tối ưu đo' với các tham số chất lượng khác của nước đã được láng gạn (hoặc đã được lọc), như nồng độ còn lại của chất keo tụ, độ đục và kích thưốc của cụm bông. Tổng hợp nhiều số liệu nhận được khi nghiên cứu các nguồn nước m ặt đã chứng tỏ rằng, liều lượng cực đại của chất keo tụ là khoảng 2 mg Fe/mg HCTN hoặc 1 mg Al/mg HCTN. Tuy nhiên có một sô' trường hợp không tuân theo quy luật này. Chúng tôi xin lưu ý rằng, khi chất keo tụ được sử dụng dưới liều lượng cần thiết, thì nồng độ dư của chất keo tụ thường cao, nhất là trường hợp của muối sát.

0

Liều lượng chất kco tụ (mg Fe/1)

to

¿0

30

4-0

Lieu lượng chất keo tụ (mg Fe/1)

Hình 3-2. Ví dụ về xác định liều lượng cực đại cùa FeCl^ đe loại bỏ tạp chất HCTN: C: IICTN = 5,7 mgd; C ỹ HCTN = 1^5 mg/1; M P ỳ HCTN = 10,6 mg/l; S: HCTN = 8,6 mg/l; V ỹ HCFN = 8,2 mg/l; V- MCI’N = 6,5 mg/1

• Các số liệu nhà máy (hoặc pilot) Hình 3-3 trình bày một vài ví dụ về hiệu suất trung bình loại bỏ cảc chất HCTN ở mỗi một giai đoạn làm trong hoặc tiếp sau giai đoạn oxy hoá. Các ví dụ chứng tỏ rằng, chỉ giai đoạn keo tụ - tủa bông - lắng gạn mới co' hiệu suất loại bỏ các chất HCTN lớn nhất. Lọc cát chỉ góp phần nhỏ trong việc xử lý HCTN (vài %). Các giai đoạn khác cũng bị hạn chế trong việc loại bỏ các chất HCTN và sẽ được đề cập đến ở phần sau. Xin lưu ý rằng, các tham số khác cũng giảm đi bởi giai đoạn làm trong như khả năng hình thành THM và lượng CHCSH. 3.2.3.2. C ác b iệ n p h á p k h á c • Ozon hoá: Ozon là một chất oxy hoá mạnh. Nó co' thể tham gia ở ba giai đoạn xử lý nước: ozon hoá sơ bộ (liều lượng trung bình 0,5 - lmg/1) ozon hóa - trung gian ( 1 - 4 mg/1) và khử trùng (liều lượng tuỳ thuộc vào các giai đoạn trưốc). Ngoài chức năng khử trùng và oxy hoá sắt và mangan, ảnh hưởng co' lợi khác chính là khử màu, khử độc, tăng khả năng phân huỷ sinh học và cải thiện khả năng keo tụ.

CÁC LOẠI Ổ NHIỄM TRONG NƯỐC CẰN x ử LÝ

88

xứ lý bước 3

xư ả lý ú ic 2 ly b btỉàc l

-------- — - -----------------

CaO : 3 1 ,ĩg jm 3 Loe c á t

0i

xứ lý bdàc 3

: 2 g Ịm *

cl2 ;

i,7 g /m 3

Lọc c á t ( 9 % ) {hoăc lọc ĩ litp 14 %

Phân HCTN căn l a i

x ử lý b u é c ĩ

XÙ l ý bước 1

m n ồ 4 : O.igỊm3 COz : 1A,1ị ! m *

Oị

: 12 jm 3

M uôi AI". 38,4 g /m * Lp H -6,4 Sì be '■ 16,4 Ị / m ì Lang gan

polym e : 0,06 g / m 3

M u ô i A ỉ : 70gỊm 3

Hiệu suất loại bơ các Chat HCTN ( Ox.KMnQ ) Nhã máy Cébron,Pháp ( sd líệu 1 9 8 9 )

Lang gan

HiỀu s u ấ t l o ạ i b ò các c h á t N C T H ị P ilo b - nước vũng h ô ' B c a u ỷ o rt P háp,1988)

Xứ lý bưức 2 xừ tý bứdc 3 x ứ lý bdắc

2

Loc cái 2-V» ( haỌc lọc ỉ lẳp 9°/a

CaO : 18 g Ịm * NoHCOỉ •• 114 g ¡ m ĩ

Ọj ; 0,5-1 g Ị m 3 Lọc c á t

xừ lýbưức 3 0i : i g / m * C U : 1,5-29Ịm*

o%Ẽrè

\

Phấn HCTN \ c õ n lạt

Xứ l ý bJđc 1 KMn04 : 0-0,6 g/m* CaO : 11g /m * f * C lj ; 118 g ịm * Tỉnh ¡>81; 3,5g Im * Làng gạn

H iệ u SUÔI lo ạ i h ò các C h a t HCTAí (P ìỉă t th ừ n g h iệ m ré tì F» t ĩ j J nóức h ồ ' tc a v ịo r t, th á p , 1986)

H iệu S u ấ t lo ạ i b ỏ các c h ấ t HC TN (o x , KM nCỊ)

(N h ã m á y M o u lin p‘a p in - La P ochc ỉ u r Yon^ Pháp, 1988)

Hình 3-3. Một vài ví dụ về hiệu suất trung bình loại bỏ các chất HCTN ờ mỗi một giai đoạn làm trong hoặc tiếp Sáu giai đoạn oxy hoá

Cỡ s ỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NUỎC Tự NHIÊN

89

Mọi người đều biết, ozon hoá góp phần làm m ất màu của nước, do hoạt tính mạnh của nó với các hợp chất HCTN. Sử dụng một liều lượng ozon 1 mg/1 đủ để làm giảm 10 đến 20 đơn vị màu. Tuy nhiên, ozon không trực tiếp làm giảm đáng kể lượng CHCT hoặc độ oxy hoá theo KM n04 của nước xử lý, chỉ trừ trường hợp ozon được sử dụng trong giai đoạn oxy hoá - trung gian với liều lượng cao (hình 3-3). Tác dụng chính của ozon với các chất HCTN là chuyển hoá các chất HCTN đó, và do đo', làm giảm bớt các tạp chất dạng hữu cơ - halogen hình thành trong giai đoạn khử trùng cuối cùng bằng clo. Một hệ quả khác của sự chuyển hoá các hợp chất HCTN là làm tăng khả năng phân huỷ sinh học của nước đã xử lý. Các thực nghiệm chứng tỏ rằng, nồng độ của các chất HCTNSH tăng đáng kể trong nước được ozon hoá chỉ khi nồng độ ozon sử dụng cao hơn 0,5 - 1 mg/1. Tác dụng của ozon với các hợp chất HCTN sẽ làm tang CHCSH thường ở nồng độ ozon cao hơn 0,2 mgA, do đó, nồng độ 0,2 mg 0 3/l được xem là nồng độ không được vượt qua để ngăn cản sự hình thành một m àng'sinh học trong mạng phân phối nước. Người ta cho rằng, tốt nhất là nên láp một cột lọc THH sau giai đoạn ozon hoá, ngay cả, với cột lọc cát cũng tốt (lọc chậm). • Oxy hoá bởi dioxit cU) Dioxit clo được sử dụng chủ yếu trong giai đoạn oxy hoá sơ bộ và khử trùng. Dioxit clo có hoạt tính quan trọng với các chất HCTN. Chúng tác dụng với dioxit clo để tạo ra các sản phẩm phụ hữu cơ, mà đa số là các hợp chất trung gian. Tác dụng chính của dioxit clo với các chất HCTN là khử màu, khử mùi và nhất là không tạo ra các sản phẩm hữu cơ - clo. Cũng như trong trường hợp của ozon, dioxit clo chuyển hoá các chất HCTN, hạn chế sự hình thành các THM. • Than hoạt lính Than hoạt tính dạng bột hoặc dạng hạt được sử dụng phổ biến trong xử lý nước bề mặt. Khi ở dạng bột, than hoạt tính, THB, được dùng với mục đích loại bỏ các chất vi ô nhiễm hữu cơ. Lọc (đơn lớp hoặc hai lớp), trên than hoạt tính dạng hạt, THH, là biện pháp xử lý cuối cùng mà một trong các tác dụng của no' là loại bỏ các chất HCTN. Biện pháp này có nhiều cái lợi về hàm lượng chất hữu cơ (Ox. KMn04), mùi vị, nhu cầu chất khử trùng, sản phẩm phụ cho khử trùng, hàm lượng các chất hữu cơ phân huỷ sinh học. Nhược điểm lớn nhất của kỹ th u ật này là khả năng hấp phụ của THH rấ t nhanh đạt bão hoà, do đó phải thường xuyên hoàn nguyên hoặc thay, thặ, Có một cách sử dụng THH mà không phải thường xuyên hoàn nguyên nhờ lợi dụng hoạt tính củ ajn ộ t sinh khối, ctí ở trong các mao quản và ở bề m ặt ngoài của than. Trong trường hợp này, một biện pháp lọc sinh học trên THH cho phép loại bỏ chủ yếu phần chất HCTN hoà tan bi phân huỷ sinh học. Một vài ví dụ rất đặc trưng cho, feện tdợílg này co'*thể được trình bày trong các tạp chí chuyên ngành trong 10 năm qua. Hình 3-4 là kết quả nghiên cứứ (quy mô pilot) với một số nguồn nước. Hiệu quả của THH là rấ t quan trọng, ngay từ lúcựnới chó ĩỉước qua, trong việc làm giảm các chất HCTN và dần dần đạt đến giá trị không đổí saữ 3 -4 tháng hoạt động. Trong gịai đoạn đầu, hoạt tính chủ yếu là nhờ khả năng hấp phụ (tính chất hoá lý) của than. Sau một thời gian dài hoạt động, phần trăm loại bỏ các chất HCTN, tuy không cao, nhưng luôn ở trạng thái ổn định. Sở dĩ như th ế là do hoạt tính sinh học của lớp lọc mà trước đd nước đã được ozon hoá sơ bộ.

CÁC LOẠI Ó NHIỄM TRONG NƯỐC CẦN x ử LÝ

90

Việc sử dụng TH H trong cột lọc hai lớp cũng cho kết quả gần giống như với lọc m ột lốp, song, hiệu quả loại bỏ các chất HCTN có yếu hơn m ột ít.

CHCĩ (m g/t

Hình 3-4. Nồng độ côn lại cùa các chất HCTN sau lớp lọc THH (so sánh với lọc cát và ozon hoá).

3.2.4. LOẠI BỎ VÀ CHUYỂN HOÁ CÁC TẠP CHÁT HCTN BẰNG BIỆN PHÁP x ử LÝ TIEN TIẾN N ăm 1995, hai loại quá trình xử lý tiên tiến loại bỏ các chất HCTN được ghi nhận. Dó là: các quá trình oxy hoá tiên tiến và các quá trìn h màng. Các quá trìn h này không chỉ cđ mục đích làm giảm các chất HCTN, m à chúng còn được sử dụng để loại bỏ độ đục và khả năng nhiễm bẩn của nước (vi lọc và siêu lọc), loại bỏ các chất vi ô nhiễm (oxy hoá tiến tiến, siêu lọc và lọc ...). Tuy nhiên, nếu các tiêu chuẩn tương lai về nước sinh hoạt và nếu các đòi hỏi của người sử dụng nước hướng đến m ột loại nước không co' chất hữu cơ (CHCHT< 1 mg/1, CHCSV < 0,2 mg/1) và rấ t ít clo hoặc các chất khử trù n g khác, thì việc ứng dụng các kỹ th u ậ t tiên tiến này sẽ được triể n khai để xử lý nước bề m ặt với m ột mục đích chính là loại bỏ các HCTN. » Oxy htíú tiên tiền Oxy hoá tiên tiến là một biện pháp tạo r a các tác nhân oxy hoá rấ t m ạnh (gốc hydroxyl OH*) co' khả năng phản ứng với hầu hết các hợp chất hữu cơ và vô cơ (xem phần oxy hoá và khử trùng). Một kỹ th u ậ t được biết đến nhiều n h ất là sử dụng ozon với peroxit hydro ( 0 3/H 20 2), còn được gọi là kỹ th u ậ t perozon hoặc peroxon. Các số liệu về

c o s ỏ LỸ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯỐC T ự NHIÊN

91

kết quả loại bỏ các chất HCTN của kỹ thuật này còn rất ít, vì rằng người ta thường sử dụng kỹ th u ậ t perozon chủ yếu để loại bỏ các hoá chất trừ sâu (xem phàn vi ô nhiễm hữu cơ), Tác dụng của nó với các chất HCTN đôi khi cũng được nghiên cứu, và nhận tháy, nó chỉ Ịàm giảm khoảng một vài phặn mười ppm của chất CHCHT. Tuy nhiên, một vài nghiên cứu ở phòng thí nghiệm đã chứng minh rằng, quá trình perozon là hiệu quả hơn một ít so với quá trình ozon hoá trong các phản ứng oxy hoá một số hợp phần của các chất HCTN, như hợp chất humic, các protein hoặc đường. Xin lưu ý rằng, sự khác nhau đo' không thể hiện rõ khi trong nước có nồng độ cao của các ion bicacbonat. • Quá trình màng Các quá trình màng được sử dụng trong xử lý các nguồn nước ngọt thường là: vi lọc, siêu lọc và lọc nano (xem phàn quá trình màng). Để xử lý các nguồn nước bề mặt, các kỹ thuật màng là đối tượng nghiên cứu nhiều nhất hiện nay ở dạng pilot. Các mục đích chính là: loại bỏ độ đục, giảm khả năng nhiễm bẩn của nước, xử lý vi sinh vật, các ô nhiễm hữu cơ và các chất HCTN. Bảng 3-3. Một vài ví dụ về hiệu quà sử dung kỹ thuật màng đề loại bỏ các chất HCTN trong xiV lý nước bề mặt Nguồn nước

Hợp chất hữu cơ cùa nước vào

Quá trình màng (ngưỡng tách)

Hợp chất hữu cơ trong nước dã lục

1

4,8 - 2,8 rng/1 (CHCHT)

U F(0,01^m ) ƯF (0,01 /im) + Tl lB 40 mg/1

3,6 - 2,2 mg/1 2,6 - 13 mg/l

5,4 mg/1 (CHCHT)

MF (0,2 jum) UF (0,1 /úm) UF (50 kilo dalton) UF ( L3 kilo dalton)

3,7 mg/1 33 mg/1 33 mg/1 3,6 mg/1

3

5,6 mg/1 (CHCHT)

UF (50 kilo dalton)

3,4 mg/1

A

43,2 mg/l (CHCHT) 0,8 mg'! (CHCSH)

NF (200 dalton)

03 mg/1 (CHCHT) < 0,1 ìng/1 (CHCSH)

7

- Ngưỡng tách của màng vi lọc là cỡ phần mười micron đến vài micron, của m àng siêu lọc là 10 đến 50 nanomet, tương đương với khối lượng phân tử cỡ 10.000 - 50.000 dalton^*). Xét theo khối lượng phân tử của các hợp phần chính của các chất hữu cơ tự nhiên hoà tan (ví dụ: axit fulvic = 500 - 3000 dalton) thì hai kỹ thuật lọc m àng nói trên ít có hiệu quả với các chất HCTN hoà tan (bảng 3- 3) và chỉ có cacbon hữu cơ dạng hạt (CHCR) mới bị loại bỏ - than hoạt tính dạng bột có thể được sử dụng đồng thời với siêu lọc, màng lọc giữ lại than bột, than hấp phụ chủ yếu các chất HCTN. Hiệu suất loại bỏ CHCHT trong trường hợp này khá cao. • Măng lọc nano: màng này có ngưỡng tách cỡ 200 dalton. Do đo', nó chi co' th ể ứng dụng sau khi đã xử lý sơ bộ bằng vi lọc hoặc sau khi đã thực hiện các biện pháp làm (*) dalton đưn vị đo khối lượng phân tử, 1 dalton ss l()'6//m = 10'3 nm.

CÁC LOẠI ô NHIỄM TRONG NƯỐC CẰN x ử LÝ

92

trong truyền thống. Ngoài ra, còn phải axit hoá sơ bộ (bằng một axit m ạnh) để trá n h kết tủ a cacbonat canxi khi cđ m ặt C 02. M àng lọc nano có th ể loại bỏ nhiều hợp chất hữu cơ hoâ tan, theo lý thuyết thì các hợp chất có khối lượng phân tử hơn 200 dalton đều bị giữ lại. Tb bàng 3- 3, có th ề thấy rõ, kết quả lọc (loại bỏ), các chất hữu hoà tan, hoặc hữu cơ phân huỷ sinh học rấ t tốt > 90%. Các k ết lu ậ n v ề x ử lý hợp ch ấ t hữu cơ tự n h iên Nguồn gốc của chất hữu cơ tự nhiên và phương pháp phân tích • Các chát hữu cơ tự nhiên (HCTN) dược tạo ra từ sự phân huỷ của thực vật, động vật và vi sinh vật. 9 Hà m lượng (nòng độ) của các chất H C TN dược xác định băng độ oxy hoá theo K M n 0 4 hoặc chỉ số permanganat. Phép định phân được thục hiện trên co sỏ m ột phản ứng oxy hoá của pecm anganat kali vói các chát H C T N trong môi trường axit, nóng và kéo dài 10 phút. Tuy nhiên, hiện nay phép xác định lượng cachón hữu co tổng (CHCT) là phương pháp được thừa nhận là tốt nhát dể phân tích các chất H C TN trong nguồn nước tự nhiên và trong nưàc dã dược xử lý. Nồi chung lượng cacbon hữu cơ tổng (CHCT) bao gồm 90% lượng cacbon hữu co hoà tan (CHCHT) và 10% lượng cacbon hữu cơ ở dạng hạt (CHCR). Giá trị của các tỷ số Ox.KMnO4ICHCT thường cao hon 1 don vị dối với ngùôn nước nguyên khai ( 1 - 2 m g 0 2/mg C), trong khi dó tỷ số nói trên lại nhỏ hơn 1 đối với nước đã được xử lý. Giá trị của các chất hữu cơ phân huỷ sinh học (HCTNSH) là khoảng từ vài % dến 30% lượng CHCHT. Ảnh hưởng của các chất HCTN đến quá trình xử lý nước • Các ảnh hưởng của các chát H C TN dến các tham số chất lượng nước sinh hoạt là rát da 'dạng. Màu vàng - nău của nước, đôi khi rất rõ, là dấu hiệu đau tiên vè sự có m ặt của các chát H C T N trong nước. M ột biểu hiện khác thuộc về nhận xét cảm quan là m ùi và vị của nước rất không bình thường. • Ả nh hưởng quan trọng nhát của các chất H C T N trong nước là sự tác dụng của chúng vói clo và nước Javel làm cho nhu cầu chất oxy hoá tăng lên dáng kề và tạo ra nhiều hợp chất hữu co - clo. v í dụ, nhu cầu clo (72 h) của nước bê m ặ t là khoảng từ 1 dêh 2 m g CIJm g CHCHT (không có nito ỏ dạng amoniac), với sự hìn h thành các chát TH M cõ 25 đến 50 pg THMỈmg CHCT và các chát hữu cơ - halogen cỡ 100 - 200 m g CT/mg CHCT, trong cùng m ột diều kiện (72 h). • Các chất H C TN phản ứng với nhiều chát oxy hoá. N hu cầu dioxit clo của nước bê m ặt là từ 0,7 đến 1,5 m g C l0 2/mg CHCT (vói thòi gian oxy hoá 24 giờ). N hu cầu ozon của nước bề m ặt từ 0,8 dến 1,5 m g 0 3/m g CHCT (vói thời gian tiếp xúc 10 phút). • Sự có m ặt các chát H C TN trong nước p h â n phối (nước sạch) có thề tạo diều kiện p h á t triển vi khuán. không gày bệnh trong nước, chúng cô d in h rát nhanh chóng (một vài giờ) trên bát kỳ vật liệu có bản chát khác nhau. Hiện nay, người ta thừa nhận răng, m ột hàm lượng các chát H C TN SH tháp hon 0,2 mgll là căn thiết d ề ngăn cản sự p h á t triền (hình thành) m ột m àng sinh học trong m ạng phàn phối. Loại bỏ cục chất HCTN • Loại bỏ các chát H C T N không những d i d ạ t tiêu chuẩn về chất lượng nước (màu,

Cỡ Sỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c Tự NHIÊN

93

mùi, vị, độ ọxy hoá, N TK ) mà còn dề bảo đàm chất lượng về hàm lượng cloroform, độ độc và độ ổn định của nước trong m ạng phân phối. • Tổng hợp các số. liệu thử nghiệm về keo tụ - tủa bông chứng tỏ rằng, p H tối ưu dể loại bò H C TN là khoảng từ 5 dến 6 dối vói muối nhôm và cỡ 5,5 đối với clorua sất. Căn cứ vào độ tan của nhôm ở các p H đó, thì sự keo tụ - tủa bông ò p H thấp, tốt nhát, nên tiến hành vói clorua sát, ngay cả khi có một sổ nhược điểm khác như có sự ăn mòn, phải diềụ chinh pH... • Tổng hạp các số liệu ỏ phòng thí nghiệm chứng tò rằng, liều lượng tối ưu, của chất keo tụ nói chung là khoảng 2mg Fejmg CHCHT dối vói clorua sắt và 1 mg Alịm g CHCHT dối với các ỉiguồn nước tự nhiên. Khi các chát keo tụ dược sử dụng dưới liầu lượng tối ưu, thi thường tháy nòng độ dư của kim loại trong 'nước cao, nhát là dối vói clorua sắt. • Sử dụng một liều lượng ozon cỡ 1 mg/l dù dề giảm 10 dến 20 don vị màu. Tuy nhiên, ozon hoá không làm giảm dáng kề lượng CHCT hoặc độ oxy hoá theo K M n 0 4 cùa nước xử lý. Tác dụng của ozon đến các chát HCTN, thực ra là, làm chuyển hoá các chất H C TN đó. Nhờ sự chuyển hoá bài ozon mà có dược hai điêu lọi: (i) giảm sự hĩnh thành các họp chất hữu co - halogen, và (ii) giảm nguy co lìinh thành các sản phẩm dó trong giai đoạn clo hoá khử trùng cuối cùng. • Một hệ quả khác của sự chuyền hoả các chát HCTN bởi ozon là tăng khả nâng phân huỷ sinh học, do đó hàm lượng của CHCSH luôn cao hon 0,2 mg/l - giói hạn hỉnh thành m àng sinh học. Do dó, sau khi ozon hoá càn phải lắp dặt một cột lọc than hoạt tính hạt, hoặc thậm chí, một cột lọc chậm bàng cát đề giảm lượng ozon chỉ thấp hon 0,2 - 0,3 mgH. • Lọc bàng THH la một biện pháp xử lý cuối cùng vói tác dụng chính của nó là loại bỏ các chát HCTN. Một biện pháp khá lý thú dang dược áp dụng là, không cần hoàn nguyên THH nhò lọi dụng hoạt tinh sình học của một sình khối có trong mao quản và bè m ặt ngoài của TH H đối với các chát hữu co bị hấp phụ trên THH. Tầc dụng dó cùa lóp lọc THH có ảnh liưòng tốt đến nhiều tham số chát lượng của nước như: hàm lượng của các chát H CTN (Ox. KMnO4), m ùi vị, nhu cầu chát khử trùng, sự hình thanh các sản phẩm phụ do khử trùng, hàm lượng các chát hữu co phân huỷ sinh học. • Căn cứ vào khối lượng phân tử của các họp phàn chính hoà tan của các chất HCTN, riêng chi lọc màng kiều nano dã cho phép loại bỏ 90% CHCHT và CHCSH. 3.3. CÁC CHẤT VI Ớ NHIỄM HỮU c ổ

Các chất vi ô nhiễm hữu cơ có m ặt trong JHÍỚC với nồng độ rất nhỏ, ở dạng vết, nghĩa là từ ng/1 đến vài chục figfl (1 ng = 10'9 g/1, 1 ¡ug = 10'h g/1). Các chất vi ô nhiễm hữu cơ được phát hiện trong nước là rấ t đa dạng. Chúng chỉ đóng góp một phần nhỏ trong thành phần của các chất hữu cơ hoà ta n ( ỉ% của các chất hữu cơ hoà tan), nhưng sự co' m ặt của chúng trong nước là rấ t đáng quan tâm vì lý do độc hại đối với con người. Ngoài ra, sự có m ặt của các chất vi ô nhiễm co' thể gây ra mùi và vị lạ. Tiêu chuẩn về nước sinh hoạt hiện còn chưa rõ ràng và thống nhất đối với các giới hạn cho phép của các chất vi ô nhiễm hữu cơ.

CÁC

94 3.3.1.

NGUỒN

LOẠI Ó NHIỄM TRONG NƯÓC CẦN x ử LÝ

G Ố C C Ủ A C Á C C H Á T VI ô

N H IỄ M

HỮU c o

(V O N H C ) V À C Á C

P H Ư O N G P H Á P P H Â N T ÍC H

Dại đa sô các chất VONHC đều xuất xứ từ các hoạt động của con người. VONHC trong nước tự nhiên chủ yếu là do sự tháo thải các loại nước thải thành phố và công nghiệp (chất tẩy rửa, phenol, dung môi...), do nước chảy trà n (các sản phẩm bảo vệ thực vật, hyđrocacbon...), do sự nhiễm bẩn của đất hoặc do ô nhiễm bất thường. Sự chuyển hoá các chất hữu cơ trong quá trìn h xử lý nước cũng tạo ra một số chất vi ô nhiễm, n h ất là, trong-các giai đoạn oxy hoá và khử trùng (xem phần hợp chất HCTN). Bảng 3-4 liệt kê các họ chính của các chất VONHC có m ặt trong nước. • Hoá chất vệ sình, trừ său Các sản phẩm trừ sâu là các hợp chất hoá học được sử dụng để bảo vệ sự trồng trọ t và m ùa màng' nông nghiệp, để bảo đảm sự sạch sẽ trong chăn nuôi và để ngăn cản sự p h át triể n của cây cồ trên m ặt đất. Người ta hay sắp xếp hoá chất vệ sinh và bảo vê thực vật theo bản chất, của các loài co' hại cần lòại bỏ (diệt cỏ, diệt nấm , diệt côn trũng...). Trong mỗi một họ chất co' th ể có rấ t nhiều sản phẩm hoá học khác nhau (chất hữu cơ hay vô cơ, hữu cơ tự nhiên hay tổng hợp...). • Sự có m ật của các sản phẩm bảo vệ thực vật, trừ sâu trong nước tự nhiên được tạo ra chủ yếu từ sự ô nhiễm của đất và từ các dòng chảy tràn m ặt đất, Mức độ ô nhiễm của nước phụ thuộc vào bản chất của miền đất và thảm thực vật, các điều kiện mưa nắng và khả năng di chuyển của các hoá chất tx-ong đất. Sự ô nhiễm của nưóc còn co' th ể xuất phát từ các nguyên nhân khác, như sử dụng trực tiếp các hoá chất vào các hệ sinh thái nước (để diệt muỗi), sự thải bỏ các nước thải của các nhà máy sản xuất hoặc gia công, bảo quản các thuốc trừ sâu, bảo vệ thực vật... • Các số liệu về hàm lượng các hoá chất trừ sâu, trừ cỏ trong nước bề m ặt chỉ có th ể thu thập được kể từ những năm 80 (ở các nước phát triển), còn ở Việt Nam thì tình hình sử dụng và tình trạn g ô nhiễm các hoá chất đó hiện nay vẫn chưa có câu trả lời. Trong số các hoá chất trừ sâu, diệt cỏ, người ta thường biết một số loại hợp chất nhừ Triazin, hợp chất hữu cơ - clo và hữu cơ - phospho. A trazin (diệt cỏ cho các cánh đồng trồng ngô, và diệt hết các loại cỏ ở vệ đường ô tô, đường sát...) là hoá chất thường gập n h ất trong nước bề m ặt với nồng độ đôi khi cao hơn 0,1 f(g[i (một vài /Igỉ1). Sự co' m ật của atrazin thường kèm theo m ột sản phẩm phụ khác là Simazin (diệt cỏ cho ngô) nhưng với nồng độ nhỏ hơn. Nam 1991, người ta đã phát hiện thấy trong một số nguồn nước còn bị nhiễm lindan {hòá chất hữu cơ - clo), dinoterb (chất trừ cỏ cho cây ngũ cốc m ùa đông), clotoluron và isoproturon (ure có nhóm th ế dùng để diệt cỏ ngũ cốc m ùa hè). Một số chất khác như meeoprop, metolaclo, cacbofuran cũng được phát hiện trong một số sông với nồng độ gần với ngưỡng phát hiện bàng các phép phân tích. • Việc xác định nồng độ các hoá chất trừ sâu, diệt cỏ trong nước không th ể thực hiện chỉ bằng duy nhất một phương pháp phân tích (bảng 3-5). Các phương pháp phân tích được sử dụng dựa vào kỹ th u ậ t sắc ký khí với các đêtectơ chuyên dụng và rấ t nhạy, đôi khi ghép với phổ khối. Trước khi phân tích bằng sác ký khí, mẫu can được xử lý ở nhiều bước, như chiết, làm giàu và làm sạch. T ất cả các

CO Sỏ LÝ THUYẾT VÀ CÓNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c Tự NHIÊN

95

phương pháp phân tích chuyên dụng chỉ có thể thực hiện trong điều kiện phòng thí nghiệm được trang bị tốt và bởi người thực hiện co' trình độ.• Bảng 3-4. Các họ chính cùa VONIIC có trong nirức l)ề mặt VONIÍC

Nguồn gốc và áp dụng

Ghi chú

Hoá chất trừ sâu - Diệt cò - Diộl nấm - Trừ sâu ,..

- Nông nghiệp Độc tính các chất khác nhau - Diệt cò đường sắt, bãi xc - Phế thái công nghiộp (sán. xuất thuốc trừ sâu) - Bất thường

Polyclobiphenyl (PCB)

- Công nghiệp - Chất hoá dẻo - Chất cách điện - Chất tài nhiệt - Chất phụ gia (sưn...)

Tích luỹ trong các lê' bào (mỡ)

Hydrocacbon cta vòng thơm (HPA)

-■Cháy không hoàn toàn CÌU) các chất hữu cơ và các sản phầm dầu mỏ (xăng, dầu hoà, _) - Các nhà máy thiêu kết

Gic chất gây ung thư

Gìc hụp chất phenol

- Phế thài công nghiộn (dầu mò..) ■- Phân huỷ các chất 1ICTN trong nuức

'l ạo ra các chất có vị (do clo)

Chất hoạt động bề mặt

Phê thài dân cư và công nghiệp

Gíc chất không dộc hại Bọt (0,3 ntg/l)

Dung môi clo hoâ bay hơi

- Nguồn gốc công nghiệp Được tạo ra khi clo hoá, bị - Dung môi công nghiệp cho tồng họp hoá học nghi ngờ là chất gây ung thư - Tác nhân tầy rửa và tầy dầu mỡ - Chất làm lạnh, chất chống cháy

Các chất hữu cư - halogen hấp phụ

- Phế thài công nghiệp - Tầy trắng bột giấy bời clo - Dung môi công nghiệp

Đuực tạo ra từ clo hoá, bị nghi ngừ là tác nhân gây ung thư

Hydrocacbon

- Phế thái công nghiệp - Nưóc chày tràn (vùng dô thị)

Vấn đề mùi và vị Có một số chất dộc hại (ví dụ: benzen)

• Trong một số năm gần đây, các "kít" hoặc các "chỉ thị phân tích" xuất hiện trên thị trường để phát hiện và phân tích các hoá chất trừ sâu, trìí cỏ ngay tại hiện trường. Phương pháp này dựa trên các thử nghiệm enzym, cho phép phân tích nhiều chất cùng m ột lúc (ví clụ: test "Elisa" dành cho thử triazin, kit "Anadiag" phát hiện hoá chất hữu cơ - phospho và cacbamat). Các "kít" này kém nhạy hơn các phương pháp sắc ký khí, nhưng đây là mối quan tâm lớn của nhiều người, vì chúng không phức tạp và giúp làm giảm bớt số m ẫu cần phân tích chuyên dụng và đắt tiền ở phòng thí nghiệm.

96

CÁC LOẠI Ò NHIỄM TRONG NƯÓC CẦN x ử LÝ

• Polyclobiphenyl (PCB) và polycloterphenyl (PCT) Các hợp chất này được sử dụng trong công nghiệp như là các chất hoá dẻo, dung môi, bôi trơn và tải nhiệt. Việc sử dụng, thu hồi và phân huỷ các hợp chất đđ đang được quy định chặt chẽ vì lý do độc hại của các sản phẩm phụ của quá trìn h nhiệt phân (dioxin, furan). Các chất này r ấ t ổn định hoá học, ít hoà tan trong nước và cd khả năng tích tụ trong thực phẩm. Các chất PCB và PCT đang bị nghi là những tác nhân độc hại cho con người.• Bủng 3-5. Phân tích các VONIIC (plnro-nịỉ pháp phồng thí nghiệm) Phương pháp phân tích

Các chất vi ỏ nhiễm - Hợp chất hữu CO’ - do bay hoi - Trihalogen mcian - Dunt: mòi do hoá aliphatic - Clobcn/.cn và các chất bay hoi khác

Chiết lỏng - lòng irontỉ pentan hoặc hexan, hoặc bom trực tiếp vào dầu cột phân tích của sắc ký khi có đetectư clcctron

Thuốc trừ sâu và các hựp chất polyclobiphenyl (PCI3)

Chiết bời một dung môi hữu cư. Phân tích bằn» sắc ký khí đetectư clcctron (PC13, hữu cơ - do) hoặc đclcctư ion hoá ngọn lù a (hữu cư - phospho) hoặc bằng phồ khối (cho tất cà)

Hydrocacbon đa nhân thom (HPA)

Chiết bang xyclo hexan và phân tích tàng sắc ký lỏng cao áp.

1lydrocacbon

Chiết bằng tetraclorua eacbon và phàn tích bằng 1R

Hợp chất hoại động bề mặt

Chiết bằng clorotorm và phân tích bằng phì") nhìn thấy

Phenol (chỉ so phenol)

Chiết vá phân tích bằng phồ nhìn thấy

Giói hạn phái hiện 0,1 đến 1,/
0,05 /ig/l dến 0,1 /rg/1

0,04 /rg/l

0,01 - 0,04 mg/1

0,05 mg/1

0,5 /rg/1

• Hyđrocuchon đa nhân ịhơm (HPA) Các hydrocacbon đa nhân thơm được hình thành từ sự nhiệt phân hoặc từ sự cháy không hoàn toàn của cacbon, dầu mỡ, xăng... Sự co' m ặt của các chất này trong nước là do sự ô nhiễm của bầu khí quyển, sự nhiễm bẩn của các nguồn tháo thải công nghiệp và sự phân rã của các vật liệu chứa bitum. Chúng ít ta n trong nước và bền trong môi trường tự nhiên. Một số chất của họ HPA là tác nhân gây ung thư, ví dụ như benzo- 3, 4- pyren. P hân tích các hợp chất đo' bàng kỹ th u ậ t sắc ký lỏng cao áp. • Các hợp chũi phenolic Sự cố m ặt của phenoỊ trong nước thưồng x u ất p h át chủ yếu từ các ô nhiễm công nghiệp (công nghiệp hoá chất, giấy và dầu mỏ). Các hợp chất này biến đổi rấ t nhanh trong môi trường tự nhiên (phân huỷ sinh học), và ít khi được phát hiện trong nước bề m ặt (nồng độ 0,5 ưg/1). Độc tính của hợp chất phenol thay đổi theo từ ng loại và nhược

c o s ỏ LÝ THUYỂT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c T ự NHIÊN

97

điểm chủ yếu của chúng là tạo ra mùi vị lạ khi nước bị clo hoá (do tạo ra các hợp chất cìophenol). • Tiêu chuẩn chất lượng cùa nước đối với cúc chất VONHC ỏ Việt Nam hiện chưa cđ tiêu chuẩn chất lượng quy .định nồng độ giới hạn cho phép đối với các chất VONHC. Tuy nhiên, trong tình hình thực tế hiện nay, co' rấ t nhiều vùng nông thôn do sử dụng quá nhiều thuốc trừ sâu và trừ cỏ, do co' những vùng liên quan đến các "tụ điểm" ô nhiễm (khu hoá chất, các kho chứa hoá chất) hoặc do dư lượng của thuốc khai quang diệt cỏ trong thời kỳ chiến tranh bị giữ lại trong đất, rồi ngấm dần vào các nguồn nước mặt..., nên chúng tôi đưa ra một số tiêu chuẩn quốc tế đề so sánh và đánh giá tình trạng ô nhiễm về các chất VONHC ở ủướe ta. Nồng độ cực đại cho phép : - Hợp chất phenolic: 0,5 /ig/1 tính tương đương cho phenol. — Hydrocacbon hoà tan hoặc nhũ tương: 10 /iglì. — Hoá chất, trừ sâu (pesticide) và các sản phẩm cùng họ: 0,5 /íg/l tổng số, (0,1 fig/l đối với mỗi hợp chất), riêng đối với: + aldrin và dieldrin: 0,03 //g/1 + hexaclobenzen: 0,01 jt/g/1 — Các hợp chất hữu cơ - clo không thuộc họ trừ sâu: cloroform: 30 fẤ.g/l, tetraclorua cacbon: 3 ¡Mg/l, 1,2- dicloetan: 10 ,Mg/l, tetracloetylen: 10 /íg/1, tricloetylen: 30 jUg/1. - Các chất hoạt động bề m ặt tác dụng với metyl xanh: 200)ug/ì tính tương đương sulfat lauryl. - Hydrocacbon đa nhân thơm: 0,2 jiig/ì tổng cộng, riêng đối với benzo (3,4) pyren: 0,01 Ịtgỉl. 3.3.2. LOẠI BỎ VÀ CHUYỂN HOÁ CÁC CHẮT VONHC BẰNG CÁC BIỆN PHÁP x ử LÝ TRUYỀN THỐNG Làm trong Biện pháp làm trong truyền thống, nói chung, co' ít kết quả trong việc loại bỏ các chất VONHC trong nước bề mặt. Các số liệu tham khảo chứng tỏ rằng, hiệu suất loại bỏ atrazin chỉ đạt khoảng 5 - 15% bởi biện pháp keo tụ - tủa bông - lắng gạn, cỡ 0 đến 10% bàng lọc nhanh qua cát. Lọc chậm trên cát co' hiệu quả hơn và có thể loại bỏ đến 20 - 40% atrazin. Oxy hoá • Oxy hoá sơ bộ bằng clo hoặc các dẫn xuất clo thực ra lại tạo ra các vi ô nhiễm hữu cơ - halogen xuất phát từ các chất HCTN (THM và hữu cơ - halogen khó bị loại bỏ trong dây chuyền xử lý). • Dioxit clo co' thể loại bỏ một số hợp chất gây vị, gây mùi trong nước như họ chất phenolic. Ngoài các chất này ra, dioxit clo không phản ứng với đa số các chất VONHC khác có m ặt trong nước. • Ozon co' thể phản ứng hiệu quả với các vết của các chất VONHC, mặc dầu có sự hiện diện của các chất hữu cơ khác. Chính nhờ tác dụng kết hợp của ozon phân tử và các gốc OH* mà sự oxy hoá - trung gian đã làm giảm nồng độ của một số chất VONHC

CÁC LOẠI Ô NHIỄM TRONG NƯỐC CÀN x ử LÝ

98

như hợp chất gây vị (geosmin, metylisoborneol), các dung môi clo hoá (cloetylen), các hợp ch ất phenolic, các hydrocacbon đa vòng thơm và các pesticide. Tuy nhiên, tro n g các điều kiện thông thường với liều lượng ozon sử dụng trong giai đoạn ozon hoá tru n g gian (1-4 mg 0 3/l, thời gian tiếp xúc: 4 - 10 phút) thì hiệu su ất loại bỏ thường không cao vì các chất HCTN và cầc ion bicacbonat tiêu thụ phần lớn ozon và các gốc OHV H ình 3 -5 trìn h bày kết quả xử lý atrazin bằng biện pháp ozon hoá tru n g gian. Khi liều lượng của ozon ẹần sử dụng khá lớn để đủ loại bỏ các VONHC, thì để giảm lượng ozon, người ta có th ể dùng than hoạt tính bột để xử lý trước khi tiến hành ozon hoá (thêm th a n hoạt tính bột vào đầu dây chuyền xử lý) hoặc sau giai đoạn ozon hoá, cần đặt m ột cột lọc THH. Mặc dù lực oxy hoá mạnh của ozon và gốc OH*, nhưng luôn lưu ý rằng, tác dụng của ozon lên các chất VONHC cũng chỉ dẫn đến m ột sự oxy hoá hạn chế để tạo ra các sản phẩm phụ, sản phẩm tru n g gian, chúng có cấu trú c hoá học gần tương tự vối cấu trú c của các phân tử ban đầu và như vậy độc tính không hề giảm bốt (ví dụ: sự hình thành deetyl - atrazin và deiopropyl - atrazin khi ozon hoá atrazin). Nói chung, m ột số chất VONHC khá bền trong phản ứng oxy hoá của ozon.

Hình 3-5. Ảnh huửng của liều lượng Œon đến phần irăm loại bỏ atrazin.

Hấp phụ trên than hoạt lính Loại bỏ các chất VONHC bằng hấp phụ trên th an hoạt tính bột (THB) hoặc than hoạt tính h ạ t (THH) thường hay được sử dụng ở nhiều cơ sở sản xuất nưốc uống, bởi vì các vật liệu nạy có các tính ộhẫt hấp phụ tốt trong m ột khoảng thành phần rấ t rộng của các chất VONHC (trừ m ột vài dung môi clo hoá, trong đó có THM).

c õ S ỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ố c T ự NHIÊN

99

• Cho than hoạt tính bột vào trước thiết bị láng gạn để loại bỏ các đợt ô nhiễm đột xuất. Liều lượng than cho vào được xác định theo phương pháp "Jar-Test", thông thường vào khoảng 10 đến 50 g/m , tuỳ thuộc vào loại THB, kiểu lắng gạn, thòi gian tiềp xúc, nồng độ các chất HCTN... Tương tự, trong trưòng hợp đối vái atrazin, khả năng hấp phụ của các loại THB thương phẩm được xác định trong phòng thí nghiệm với nước sạch là 3500 - 25.000 ỊẲg atrazin/g THB (với nồng độ cuối cùng là 0,l,Mg/l), Khi có mặt của các chất HCTN (nước bề mặt, CHCT = 2 -4 -1 0 mg/1), các giá trị trên thấp hơn từ 100 đến 1.000 lần. Ví dụ, việc sử dụng THB với liều lượng lớn hơn 30 g/m 3 trong một thời gian dài (> 2 đến 3 tháng/năm) là không kinh tế, cần phải tính tới một biện pháp xử lý khác. • Than hoạt tính hạt (THH) thường được đặt ở tầng 2 của cột lọc, nghĩa là, sau lọc cát và thường sau bước ozon hoá hoặc perozon. Lọc trên THH được thực hiện với vận tốc cỡ 5 đến 10 m/h, với độ hạt trung bình giữa 0,6 đến lm m và chiều cao của lớp than tỉí 1 đến 2 m. Các tính năng của cột lọc THH trong việc loại bỏ các chất VONHC có th ể được đánh giá hoặc kiểm tra xuất phát tỉí các đường cong lọc (khả nâng hấp phụ, thời gian hoạt động trước khi thay thế). Các đường cong đó phụ thuộc vào loại than, bản chất và nồng độ của VONHC, vào hàm lượng các chất HCTN trong nước. Trong trường hợp loại bỏ các chất VONHC hấp phụ kém như THM, thời gian làm việc của cột lọc THH không lâu (vài ngày). Dối với các VONHC khác, hấp phụ tốt hơn như atrazin, dung lượng hấp phụ của than (10 - 100 fig atrazin/g THH) và thời gian làm việc của THH (3 tháng đến 3- 4 năm) thường phụ thuộc nhiều vào hàm lượng atrazin và vào hàm lượng CHCT trong nước cần xử lý (hình 3- 6 ).

Hình 3-6. Thòi gian hoạt động trung bình của cột lọc THH trong xử lý loại bỏ atrazin phụ thuộc vào nồng độ CHCT và cùa atrazin (C0)

HM)

CÁC LOẠI Ô NHIỄM TRONG NƯỎC CÀN x ử LÝ

Trong trường hợp nồng độ của các chất VONHC cao, để kéo dài tuổi thọ của cột lọc TH H thưòng người ta đưa vào dây chuyền các xử lý sơ bộ bằng THB, oxy hoá bằng 0 3 hoậc 0 3/H 20 o để giảm hàm lượng chất VONHC trước khi vào lọc THH. Chú ý rằng, một sự kết hợp giữa oxy hoá và lọc THH không những loại bỏ được các chất VONHC m à còn cải thiện chất lựợng nước (đo giảm THM, CHCSH, N H 4 ). 3.3.3.

LOẠI BỒ VÀ CHUYỂN HOÁ CÁC CHẤT VONHC BẰNG CÁC BIỆN PHÁP TIỀN TIEN

ơxy hoá liên tiến Qụá trìn h oxy hoá tiên tiến tạo ra các gốc OH* rấ t hoạt động đối với các hợp chất hữu cơ. Đ a số các quá trìn h đố được thứ nghiệm để ỏxy hoá các chất VONHC, nhưng hiệh nay chỉ có quá trìn h 0 3/H 2Ö2 được áp d ụ n g ở quy mổ công nghiệp để sản xuất nước uống. • Loại bỏ atrazin: quá trìn h 0 3/H 20 2 được ứng dụng chủ yếu trong việc loại bỏ atrazin sau khi lọc cát. Thêm H 20 2 cho phép tăn g hiệu su ất loại bỏ các chất VONHC đối với m ột liều lượng Ozon n h ất định (hình 3- 7), hoặc làm giảm liều lượng ozon ứng với m ột mục tiêu xử lý đề ra. Các điều kiện tối ưu để xử lý như Sau: - pH 7,5 - 8 , - Liều lượng H 2Ơ 2 0,35 đến 0,5 g/g03, - Thời gian tiê'f) xúc 6 đến 10 phút. Sau xử lý nồng độ H 20 2 dư không vượt quá nồng độ cho phép 0,5 mg/1. Các liều lượng chất oxy hoá cần thiết để phân huỷ atrazin phụ thuộc vào đặc trư ng lý hoá của nước (pH, CHCT, độ cứng) và hiệu su ất loại bỏ, nồng độ atrazin trong nước cần xử lý. Dối với nước chiếm khoảng 1,5 đến 2 mg/1 CHCT, == 0,5 /íg/1 atrazin và độ cứng CÖ 15 - 20°f, liều lượng ozon cần thiết là 2,5 - 3 mg/1 (tỷ số khối lượng H 20 2/ 0 3 = 0,4 -ỉ- 0,5) để có được m ột chất lượng nước tốt, đáp ứng với tiêu chuẩn vệ sinh. Nếu nồng độ atrazin cỡ 1 - 1,2 jMg/1 thì liều lượng Ozon cỡ từ 4 đến 6 mg/1 (và H ’20 2 tương ứng) phải được đáp ứng. Oxy hoá 0 3/H 20 2 có th ể được kết hợp với một xử lý sơ bộ bằng than hoạt tính bột để giảm bớt lượng ô nhiễm, và do đó, giảm bớt lượng các chất oxy hoá cần sử dụng. Như trong trường hợp ozon hoá, xử lý bởi 0 3/H-,Q2 luôn luôn có tiếp theo một cột lọc THH, m ột m ặt, để bảo đảm loại bỏ atrazin, m ặt khác, để nâng cao chất lượng nước được xử

lý

^

• Cức chất vi ô nhiễm khác: Ngoài atrazin, hiệĩl nay còn có ít số liệu trong các ứng dụng kỹ th u ậ t 0 3/H 20 2 để xử lý các chất VONHC khác. Liều lượng các chất oxỹ hoá phụ thuộc chủ yếu vào khả năng phản ứng của các gốc OH* vối các chất vi ô nhiễm. Bảng 3-6 trìn h bày một số kết quả về oxy hoá trực tiếp đối với m ột sổ chất vi ô nhiễm hữu cơ. Tuy nhiên, sự phần huỷ các chất không hoàn toàn. Tác dụng hoá học nhiều sản phẩm hữu cơ bền vững co' đô độc của các sản phấm phụ đó vẫn

vi ô nhiễm bởi sự oxy hoá tiên tiến thường xảy ra của các gốc OH* với các chất ô nhiễm tạo ra rấ t cấu trú c giống như phân tử bàn đầu. Bản chất và còn được biết rấ t ít.

CÖ SỎ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c T ự NHIÊN

101

Bảng 3-6. K ết quả của các quá trình oxy hoá tiên tiến trong việc phân hủy một số chất vi ô nhiễm hữu co-

Không hiệu quà Diclometan Clorofonn Tetraclorua cachón Trido -1,1,2- elan Lindan Dalapon Diquat

Hiệu quả trung bình Tricloetylen Tetracloetylen Triclobenzen Diclo benzen Xylen, toluen Pentaclophenol Endrin Atrazin Simazin Dinoseb Picloram 2,4- D 2,4,5- TP

Rất hiệu quà PCB HPA Benzen Phenol Naphtalen Metoxyclo Alacio Cacbofuran Aldicarb

Các quá trình màng Ngưỡng tách của màng vi lọc và siêu lọc là quá lớn để giữ lại các chất VONHC hoà tan. Bổ sung thêm THH trong các khâu tuần hoàn của kỹ thuật siêu lọc co' th ể dẫn đến một hiệu quả loại bỏ tốt các VONHC, như atrazin. Ngưỡng tách của lọc nano là quá nhỏ nên cho phép tách tấ t cả hoặc một phần các chất VONHC. Dối với atrazin, hiệu suất loại bỏ phụ thuộc vào thành phần hoá học của nước, đặc biệt, vào hàm lượng của các chất HCTN. Hiệu quả tách atrazin càng lớn khi hàm lượng các chất HCTN càng cao (kết luận đó đã được rú t ra trong khoảng nồng độ các chất HCTN 0,5 - 3 ppm CHCT). C ác k ế t lu ậ n về vi ô n h iễm h ữ u cd Vi ô nhiễm hữu cơ và tiêu chuẩn cho phép • Các chát VONHC, như tên gọi của chúng, tồn tại ả dạng vết trong nước, nghía là ỏ các mức nồng độ từ ng/l đến vài chục fỉg/l. Mặc dầu số chủng loại rát nhiầu, các chất VONHC chỉ đỏng góp m ột phần rát nhò trong thành plìân của các chát hữu co hoà tan (< 1% của CHCT), nhưng sự có m ặt của chúng trong nước dặt ra m ột vẩn đe cần phải xem xét nghiêm chỉnh vì lý do độc hại của một số VONHC dối với con người. • Các tiêu chuẩn vệ sinh đối với các chát VONHC là phức tạp, dôi khi không rõ ràng vờ chưa quỵ định so với những tiêu chuẩn dề nghị của Tổ chức Y tế thế giới. Hiện nay, ở các nước tiên tiến mói có các tiêu chuẩn dê ra dối vói các hợp chất họ phenolic, hydrocacbon hoa tan hoặc nhũ tương, hoả chất trừ sâu, trừ cỏ (pesticide) và các sản phẩm cùng họ, các hợp chát hữu cơ - halogen ngoài thành phần cùa pesticide, các chát hoạt dộng bề m ật phản ứng với metyl xanh, các hydrocacbon da nhàn thơm. • Sự phân tích xác đ ịn h các chát VONHC trong nước là dắt và phức tạp, vì nó yêu c'ău những kỹ thuật máy móc hiện đại. Các kết quả nhận dược, phải xem xét thảo luận, nhát là chỉ khi sử dụng m ột phương pháp xác dinh.

CÁC LOẠI ô NHIỄM TRONG NƯỐC CẦN x ử LÝ

102

Loại bỏ cức chất vi ổ nhiễm hữu cơ • Kỹ thuật lầm trong truỳên thống không có tác dụng đối vói việc loại bỏ các chất VONHC trong các ngùồn nước nguyên khai, ngoại trừ m ột số VONHC có th ề bị hấp p h ụ trên các vật liệu ỏ dạng huỳên p h ù hoặc keo. • Sự oxy hoá so bộ bời clo hoặc các dẫn xu á t của nó, thực ra, hình thành các vi ô nhiễm hữu cơ - halogen xu ấ t p h á t từ các chất H C T N (THM và HC-Halo-T...) hơn là việc p hả vã cáu trúc của các VONHC có m ặt trong nước. • Trừ trường hạp dối vói các chát họ phenol, dioxit clo không tác dụng vói da số các chất VONHC khác có trong nước b'ê mặt. • Ozon có thề phả n ứng m ột cách hiệu quả vói các vết VONHC, như các chát phenolic, các HPA và pesticide, mặc dù có sụ hiện diện của các chát HCTN. Tuy nhiên, trong các điêu kiện thông thường của ozon hoá - trung gian (liều lượng ozon: 1 - 4 mg/l, thài gian tiếp xúc: 4 - 1 0 phút), hiệu suất loại bỏ là không đáp ứng. Khi liều lượng ozon sử dụng khá lớn, người ta thường phải nghi đến việc sử dụng thêm băng than hoạt tín h cùng với ozon hoá. • Bổ sung than hoạt tin h bột vào trước thiết bị lắng gạn dược ứng dụng d ề loại bỏ các ô nhiễm dột xuát. Lieu lượng than sử dụng dược xác dinh theo phương pháp "Jar-Test". Song, giá trị của nó thường nằm giữa 10 và 50 g/m 3. • Than hoạt tín h dạng hạt (THH) thường dược d ậ t ở tầng 2 của láp lọc, nghĩa là sau lọc cát, và thường sau giai đoạn oxy hoá 0 3 hoặc 0 2/H20 2. Việc lọc trên TH H dược thục hiện với vận tốc tử 5 - 10 mịh, vói độ h ạ t trung bình từ 0)6 đến lm m và chiêu cao lóp lọc cỡ 1 - 2 m. T ín h năng của cột lọc T H H dối với việc loại bỏ các chất VONHC phụ thuộc vào loại than hoạt tính, bản chát và nồng độ của các chắt vi ô nhiễm, vào nông độ của các chát H C T N có m ặ t trong nước. Dối với atrazin, dung lượng hấp phụ (lơ - 100 pglg THH) và thời gian hoạt dộng của TH H (3 tháng đến 3-4 năm ) p h ụ thuộc rát nhiều vào hàm lượng atrazin và hàm lượng CHCT trong nước cần xử lý. • Việc thêm H 20 2 trong giai đoạn ozon hoá trung gian (quá trình perozon hoặc peroxon) cố thề làm tăng hiệu suất loại bò các VONHC, dối vôi m ột liều lượng ozon nhát dinh, hoặc có thể giảm liều lượng ozon ứng với m ột hiệu suất xử lý dã cho. Các diêu kiện tói ưu d ề xử lý như sau: p H = 7,5 -í- 8, H 20 2 = 0,35 -ỉ- 0,5 g/gOy thời gian tiếp xúc 6 10 phút. Các điều kiện đó bảo đảm nòng dộ dư của H 20 2 thấp hơn 0,5 mgH, 3.4. CẤC CHẤT VI Ô NHIỄM VÔ CÖ Trong các chất vi ô nhiễm vô cơ, thì các chất đáng lo ngại n h ất trong quá trìn h xử lý nước là: nitơ amoniac, n itrit và n itrat, các kim loại nặng và các sản phẩm phụ của sự oxy hoá và khử trùng. 3.4.1. NITÖ VÔ CÖ Nitơ vố cơ tồn tại nhiều trong nước dưới ba dạng chính: ion am oni (NH+), n itrit (N 0 2 ) và n itra t (N 0 3 ). Nitơ amoniac và các ion n itrit có nồng độ nhỏ trong nước bề m ặt (thường thấp vài ppm, trừ nước bị phỉ dưỡng), trong khi đó nồng độ của n itra t co' th ể cao hơn nhiều.

c o SỎ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯỐC T ự NHIÊN

103

Bằng con đường ăn uống, nitrat, cũng như nitrit là các tác nhân ngúy hiểm cho sức khỏe con người. Người ta lo ngại triệu chứng méthémoglobinémie(*) ở trẻ sơ sinh và phụ nữ có thai lầm cho kho' thở. Ngoài ra, từ n itrit và rtitrat, co' khả năng hình thành các hợp chất N -nitơ hoá, một số trohg chúng là tác nhân gây ung thư cho nhiều loài vật. Cuối cùng, mặc dù nitơ amoniae trong nước khồng có một ảnh hưởng trực tiếp đến sức khoẻ, nhưng sự có m ặt của nó gđp phần phát triển vi sinh vật trong mạng lưới phân phối và trong các bể chứa nước. Nguon gốc CÌIU nitơ vô cơ va phương pháp phân tích m Các n itra t và nitơ amoniac đại diện cho các nguồn chính của nitơ được đồng hoá bởi các thực vật bậc cao. Chúng có nguồn gốc tự nhiên do .các quá trình khoáng hoá các nitơ hữu cơ bởi các vi sinh vật đặc biệt. Nguồn nitơ tự nhiên đó không thoả mãn cho nhu cầu phát triển của một nền nông nghiệp mạnh, mà cần phải được bổ sung bằng sự cung cấp các phân bđn hoá họe vô cơ hoặc hữu cơ. Trong các nguồn gây nhiễm bấn của nước bởi nitơ vô cơ, người ta còn co' th ể kể thêm các phế thải công nghiệp và dân cư (một người bình quân 10 g/ngày hoặc hơn 3.500 g N/năm). • Nhiều phương pháp phân tích được sử dụng để xác định nồng độ n itrit và n itra t trong nước. Xác định tự động bằng phổ hấp thụ phân tử và bằng sắc ký ion cho phép đánh giá nồng độ của các ion đó. Có hai phương pháp hiện trường, nghĩa là nhanh, đơn giản và giá rẻ, dựa vào các băng nhỏ chỉ thị (phát hiện đơn giản) hoặc nhờ các máy phổ cầm tay với độ chính xác vừa phải. Hai phương pháp xác định ion amoni được sử dụng cho khoảng nồng độ đặc trưng cho nước bề mặt: phương pháp theo indophenol xanh (hay dùng nhất) và phương pháp theo thuốc thử Nessler (ít nhạy, nhưng nhanh). Xử lý niírat Có những biện pháp sau đây để giảm thiểu nồng độ n itrat trong nước. • Pha loạng nguồn nước cần xử lý với một nguồn nước khác không có n itra t hoặc nhiễm rấ t ít nitrat. Biện pháp này thường cần phải cấu trục lại mạng phân phối nước, và do đo, giá thành cao. Ngoài ra, sự trộn lẫn hai nguồn nước dễ dẫn đến m ột sự thay đổi đáng kể các đặc trưng hoá học của nước (cân bằng canxi - cacbonic) và kéo theo bao nhĩêu yấn đề khác liên quan đến m ạng phân phối nước (khả năng ăn mòn của nướo, «ự hoà tan chì,...). • ' ' • Phương pháp trao đổi ion: sử dụng nhựa trao đổi anion, Tuy nhiên, không phải loại nhựa trao đổi ion nào cũng dùng được, mà phải chọn loại dành cho xử lý nước uống phục vụ con người (theo giấy phép của Bộ Y tế của mỗi nước). . Quá' trình loại bỏ n itrat bằng trao đổi ion là một chu trình, gồm một giai đoạn, xử lý hay còn gọi là giai đoạn trao dổi, nghĩa là các ion n itrat trong nước vào th ế chỗ cho các ien Cl~ (thông thường) của nhựa trao đổi, và tiếp đến là một giai doạn hoàn nguyên (bằng NaCl), súc rửa, nhằm phục hồi khả năng trao đổi khi nhựa đã bão hoà nitrat. M i với m ột loại nước đã cho, nồng độ n itrạt được phép sau khi trao đổi (cỡ vài mg/1) sẽ quyết định thời, gian trao đổi. Thời gian này cũng còn phụ thuộc vào hàm lượng n itrat trong nưốe càn xử lý, (*) méthémogtotoỉémie (tiếng Pháp): đó là một bệnh lạm hồng cầu không vận chuyền được oxy.

CÁC LOẠI ò NHIỄM TRONG NƯÓC CẰN x ử LÝ

l()4

Nhựa: trao đổi ion có một, ái lực n h ất.đ ịn h với các anión khập, đặc biệt đối với các iọn sulỉạt và bicacbonat. Sự loại bỏ n itra t nhự; yậy cũng kéo theo sự biến dpi thành phần khoáng của nước, n h ất là, tăng đáng kể hậm lượng ion c r . Một ví dụ nêu: lênpở bàng 3*7, cho thấy sự biến đổi thành phần khoậng pủạ nước trưộe và sau trao đổi ion.; Các họp* chất HCTN có các nhóm chứìc bề m ặt m ang điện tích âm cũng bị giữ lại trẽn, nhựa trao đổi. Dặc điểm đó cũng quyết định phần pào về việc lựa chọn vị trí của cột (tháp) trao đổi ion trong dây chuyền xử lý nước. Thực vậy, co' một số nhà máy. đặt cột trao đổi ion sau giai đoạn làm trong để, m ột m ật, trán h sự nhiễm bẩn do co' m ặt các chất HCTN ở dạng huyền phù và, m ặt khác, để trán h sự trao đổi của các chất HCTN hồà tan cạnh tranh với nitrat. Chú ý ràng, nếu các chất oxy hoá hỏà tan (clo, ozòn, dioxit clo) có m ật trong nước cần xử lỷ n itra t thi phải đặt cột trao đổi iòn sau cột lọc THH. ‘ Việc hoan nguyên nhựa trao đổi, nói chung, được thực hiện bằng clorua n atri (độ m ặn 60 - 90 g/1) theo kiểu hoàn nguyên "ngược dồng", nghía la cho dung dịch1 hoàn nguyên tìr dưới'lên. Đối với các trường hợp nựớe rấ t giàu n itrat, Sulfat và bicacbonat, người ta thường tiến hành một kiểu hoàn nguyên kép, nghĩa là, lúc đầu cho qua dung dịch clorua natri, sau đó dung dịch bicacbonat. natri để tránh sự tăng "đột ngột" hàm lượng ion C l' lúc đầu giái đoạn tràò đổi. liùn/i 3-7. Ánh lnròáig cùa s ự loại bỏ nitrat đến các đặc trung lioá lý cùa niró'c Tham số Nilrat (mg/l) Clorua (mg/l) Sunl'at (mg/l) Nilrit (mg/1) Độ cứng, “ í Cachón hữu cư tồng cộng (mg/l)

Trưức xử lý 47 -
Sau xử tý 0,5 - 5 125 - 50 22 ^ V. <0,001 - 0,006 đầu: 0,4 cuối: 4 0,4 - u

Cuối cùng, mặc dù cố gắng hạn chế sự có m ật của chất HCTN trước khi xử lý nitrat, song vẫn cần Dhải tiến hành rửa chất trao đổi ion bầng xút để khử bỏ các chất hữu cơ đã bám trên nđ. Chú ý rằng, sự hao mòn cơ học của chất tí’ao đổi ion tạo ra một loại hạt vụn trong qiiá trỉhh hoàn nguyện, khoảng 3 - 5% mỗi năm, càn được thay th ế bàng phần nhựa mới. Nhược điểm của cách xử lý n itra t bằng trao đổi ion là tạo ra một dung dịch sau hoàn nguýên r ẩ t dư clorua natri. Ctí nhiều biện pháp giải quyết dung dịch đó: (1) trữ lại và th ải đần (với m ột lưu lượng nhỏ) vào môi trường nước tự nhiên, (2) thải vào hệ thống cống vộ sinh đến trạm xử lý bằng bụn hoạt tính, (3) sử dụng trong quá trìn h sản xuất phân bđn. • Các lỊnứ trinh sinh học dị dưỡng: các quá trìn h này ít có hiệu quả đối vối những hệ nứốc có nhiệt độ thấp (< 7°C) Dò đó kỹ th u ặ t này thích hợp cho nước ngầm vi nhiệt độ ổn định hơn nước bê m ật. Việc xử lý nhò các vi khuẩn dị dưỡng, nghĩa là, các vL khuẩn này chỉ phát triển được nhờ nguồn các bùn hữu cơ. E tanol được đông hoá tố t n h ất bởi vi khuẩn và tạo ra m ột lượng sinh khối, 0,42 g sirih khối/g N (N O p , ít hơn sọ với axit

CÖ SỎ LÝ THUYẾT VÀ CÓNG NGHỆ x ử LÝ NƯỐC T ự NHiẺN

105

ạxetic, 2,97 g sinh khối/g N (NO“ ). Sơ đò xử lý tổng quát như sau: ( 1 ) một cột lọc bàng vi khuẩn yếm khí loại bỏ nitơ; (2) một cột lọc hiếu khí, gồm THH hoặc cát và THH, cđ nhiệm vụ loại bỏ huyền phù, một phần các chất hữu cơ hoà tan và nitrit sau cột lọc yếm khí; (3) một két nước dự trữ có clo khử trùng. Chú ý rằng, đo sử dụng lớp lọc hoạt tính sinh học nên cần phải có các khâu thau rửa để chổng nhiễm bẩn "bùn" được sinh ra trong quá trình xử lý. • Loại bò nitrat trong nước be mặt ờ nhiệt (tộ thấp Đây là phương pháp mới, chỉ đang được thí nghiệm ở dạng pilot. Các kết quả thu được chứng tỏ rằng, việc loại bỏ nitơ bằng vi sinh vật cho phép xử lý n itrat (vâi hằm lượng từ 45 dến 80 mg/1) ngay cả trong mùa đông (nhiệt độ nước tìí 3 đến 4°C). Cột lọc bàng đá phiến, thích hợp cho sự cố định của vi khuẩn (đặc biệt là pseudomonas) có thể loại bỏ trên 90% nitrat. Xét về m ặt thực tế, lượng etanol tiêu tốn cỡ 0,45 - 0,5 mg C-,H<;OH/mg NO^ và lượng phospho cỡ 6 pgjmg NO^. Độ cứng của nước hơi tă n g trong quá trỉnh xử lý (khoảng r ’f/mg NO 3 ), pH tăng nhẹ và lượng nitơ amoniac giảm. VỊ trí tối ưu của cột, lọc sinh học n itrat trong dây chuyền xử lý (để thử nghiệm) là giữa lắng gạn và lọc cát. Một giai đoạn ozon hoá - trung gian (với liều lượng mạnh) và một cột lọc THH cân được sứ dụng đê’ có một chất lượng nước tốt (liên quan đến các chất, hữu cơ). Xử lý nitrit N itrit tương đối ít trong nước bề mặt (chỉ có trong nước phì dưỡng), được xử lý dễ dàng hoặc bằng oxy hoá bởi oxy không khí, clo, dioxit clo, perm anganat kali hoặc ozon, hoặc bcằng vi sinh vật (vi khuẩn nitrobacter) có mặt trong cột lọc sinh học khử nitrat. Xử lý nilơ unioniac Amoniac là một bazơ yếu, thuỷ phân trong nước để tạo thành ion amoni và ion hydroxit theo phương trình: NH 3 + H 20 NH+ + OHGiả trị hàng số cân bằng (pK. — 9,3 ở 20°C), do đó pH phải cao hơn 8 thì amoniac mới có m ặt trong nước, khi pH< 8 nitơ amoniac ỏ dưới dạng N H |. ơ một pH cao co' th ể loại bỏ nitơ amoniac bằng cách "thông gio'". Một số quá trình khác đã

được

sử dụng, chủ yếu là, clo hoá và n itrat hoá sinh học.

• Clo vù nước Javel: các chất oxy hoá này tác dụng nhanh với nitơ amoniac, tạo ra cloamỉn, sau đó cloamin bị thuỷ phân và oxy hoá thành nitơ phân tử. Phản ứng tdng quát diễn ra như sau: 2 NH 3 + 3 HCIO = N 2 + 3 H: 0 + 3 HC1 2 NH;, + 3 Cl2 = N 2 + 6 HC1 Từ đo' thay rằng, 3 mol clo/2 mol NH 3 hoặc 7,6 mg cụ/mg N, nghĩa là lượng clo tiêu tốn khá lớn cho xử lý, Việc oxy hoá hoàn toàn nitơ amoniac chỉ co' th ể đạt được với liều lượng clo sử dụng phải cao hơn so với giá trị lý thuyết, bởi vì trong nưốc còn có nhiều hợp chát tác dụng

CÁC LOẠI Ở NHIỄM TRONG NƯỐC CẰN x ử LÝ

106

với clo. Giá trị thực tế và liều lượng clo thường là — 10 mg Cl2/mg N. Các chất oxy hoá khác, như dioxit clo, ozon và perm angánat kali cđ tác dụng yếu đến nitơ am oniac trong nước tự nhiên. • Nitrat hoá sinh họạ được thực hiện trong m ột binh phản ứng sinh học đặc biệt (puzolan, antraxit, th an hoạt; tính hoặc biolit), bình được đặt đầu dây chuyền xử lý hoặc sau khâu ozon hoá sơ bộ. Kỹ th u ậ t này thực ra dùng để xử lý nựớc ngầm, đôi khi đồng thời xử lý sắt và m angan. Khi xử lý nước bề m ặt, nitơ amọniac bị. n itrit hoá trên lớp lọc (cát hoặc th a n hoạt tính), các vi sinh vật được chọn là Nitrosom onas (n itrit hoá: NH 4 -»■ N 0 2 ) và Nitrobacter (n itrat hoá: N H ^ -* N 0 2 ) khi có m ặt oxy. P hản ứng tổng quát là: N H J + 2 Ö 2 = N Ö J + 2 H* + H 2Ơ' ‘

•

Cần tuân thủ cấc điều kiện cần th iết đê’ bảo đảm cho vi sinh vật p h át triể n tố t và quá trìn h xử lý hiệu quả, như sau: — Nồng độ oxy hoà tan phải đầy đủ: 4,25 mg 0 2/mg Ñ (NH 4 ). Nước không bị phỉ dưỡng chứa từ 8 đẹn 10 ppm oxy. . — N hiệt độ không được quá thấp (> 10°C), quá trìn h bị dừng lại ở 5°c. — pH của nước luôn cỡ 7 - 8,5. — H àm lượng bicacbonat phải đảm bảò (vi khuẩn là tự dưỡng, sự phát triể n của nó cần 0,7°f độ cứng/mg N (NH^). — Nồng độ dư của cầc chất oxỹ hoá phải bằng 0 hoặc rấ t nhỏ lúc vào cột lọc. — Rửa cột lọc được thực hiện với nước đã xử lý và không khử trùng, C ác k ế t lu ậ n ch ín h v ề lo ạ i bỏ nitừ vô cơ • N itơ vô cơ trong nưóc ở dưới ba dạng chính: ion amoni ( N nitrit (N O j) và n itrat (NO ị ). N itơ amoniac và ion n itrit có nòng độ nhò trong nước b'ê m ặt (thường tháp hơn vài ppm ) trong kh i dó, nòng độ của nitrat cao hơn nhiều. Do ảnh hưởng xấu đến sức khoẻ con người, tiêu chuẩn vệ sinh cho phép hồng dộ cực dại cùa m ỗi loại n h u sau: nitrat = 50 mgH, n itr it == 0,1 mgH, nitơ amoniac = 0,5.mg/l. • Giảm nồng dộ nitrat trong nước sinh hoạt thường đ ạ t được b&ng cách p h a loãng m ột hệ có nitrat với m ột hệ không có hoặc cô hông độ nitrat rát nhỏ. m Quá trin h khử nitrat bằng trao dổi ion ìà m ột chu trình gồm giai đoạn trao dổi và giai đoạn hoàn nguyên. Trong m ột số nhà m áy xử lý nước, công đoạn khử bỏ n itra t dược dặt sau công đoạn làm trong đ ể tránh sự nhiễm bán liên quan dến sụ có m ặ t của các tạp chất dạng hứyền p h ù và n hữ ng chất hữu cơ có khả năng trao dổi ion, cạnh tranh với nitrat. Sự hoàn nguyên nhựa trao .dổi được thục hiện băng clorua natri. • Các quá trình sính học dị dưỡng d ề khử nito í t hiệu quả nếu nhiệt độ cựa nước tháp hon 7°c. Tuy nhiên, củng có m ột số công trình bước đầu nghiên cứu thành cồng (quy mô pilot) xử lý nitơ ở nhiệt độ thắp 3 - 4 ° c bằng cột lọc đá phiến cố d ịn h loài vi khuân Pseudomonas. • N itrit có ít trong nước bè m ặt và dễ dàng bị loại bỏ trong dây chuyền xử lý bằng oxy hoá học hoặc sinh học. • N ito amoniac cố thề dược loại bỏ bằng 2 quá trình chinh: (1) ọxy hoá bởi clo hoặc bởi hypoclorit (không ph ả i với diọxit clo, ozon hoặc perm anganat kail) với liều lượng thực

CO Sỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯỐC Tự NHIÊN

107

tế (trung binh) 10 mg clo/mg N (N H Ị), (2) xử lý bằng phương pháp sinh vật thường được thực hiện bảng các cột lọc (cát hoặc than hoạt tính) với sự có m ặt của oxy hòa tan (— 5 mg/mg N, ('NH£), dộ kiềm canxi — l°fịm g N, (NHf), ở nhiệt độ cao hơn 5°c (tốt nhất trên 10°C) và trong nước không có m ặt clo hoặc dioxit clo dư. Xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học bị chậm lại trong mùa đông, nên có thể thay thề bằng clo hoá trong thòi tiết lạnh. 3.4.2.

SẮ T VÀ M A N G A N

Sắt và mangan không phải là các ô nhiễm chính và không cđ tác dụng độc hại đối với sức khoẻ con người. Tuy nhiên, cần phải hạn chế hàm lượng của chúng trong nước (Fe = 200 gg¡\ và Mn = 50 jWg/l) vì lý do chính là để cải thiện chất lượng cảm quan của nước. Nưởc chứa sắt, mangan không những gây ra màu và vị xấu cho nước m à còn làm cho các vi sinh vật dễ phát triển, khơi mào cho các hiện tượng ăn mòn. Việc loại bỏ sắt và mangan trong xử lý nước ăn uống, thường được trình bày đồng thời. Thực vậy không những chỉ vì hai nguyên tố đó thường xuyên có m ặt cạnh nhau, mà còn vì các quá trình loại bỏ cũng có một cơ sở lý thuyết và công nghệ giống nhau. Loại bỏ sát và mangan là công đoạn được sử dụng chủ yếu để xử lý nước ngầm, việc áp dụng cho xử lý nước m ặt co' bị hạn chế bởi một số yếu tố hoá lý khác. Nguồn gốc của sắt và mangan • Sát là một nguyên tố có nhiều trong vỏ Trái Đất. Độ hoà tan của sắt trong nước là kết quả của nhiều phản ứng thuận nghịch (cân bằng), chủ yếu là phản ứng thuỷ phân của sát ferie (Fe3+) và sắt ferơ (Fe2+). Ngoài ra, còn có phản ứng tạo phức với các hợp chất hữu cơ và vô cơ khác: Fe3+ + 3 H 20 = : Fe(OH)3 rắn + 3 H + Fe3+ + e = = Fe2+ Sự tồn tại của sắt hoà tan trong môi trường nước đòi hỏi một th ế oxy hoá yếu, thường ở đáy hồ, nước yếm khí nên phản ứng khử sắt ferie thành sát ferơ dễ dàng xảy ra. Sát hoà tan thường ở dưới dạng cacbonat hoặc bicacbonat. • Lượng của nguyên tố mangan trong vỏ Trái Đất nhỏ hơn rấ t nhiều so với sắt, tuy nhiên, các điều kiện pH và th ế oxy hoá - khử lại rất "thuận lợi" hơn sắt (xem hình 3- 7 và 3- 8) trong việc tách thoát của mangan khỏi "đất" để tồn tại trong môi trường nước. Do đó, nồng độ của mangan trong nước cũng co' cỡ xấp xỉ như của sắt. Và cũng vì cùng một nguyên nhân nhiệt động học như của sắt, mangan ở trạng thái hoà tan chủ yếu là cacbónat và bicacbonat mangan (mangana, Mn2+). • Giới thiệu biểu đồ E-pH\ trên biểu đồ E - pH của sất và mangan, người ta xác định khả năng tồn tại của các dạng các nguyên tố đo' phụ thuộc vào E và pH. Biểu đồ được phân chia bằng các đường thẳng đứng ứng với các giá trị pH khác nhau, tại đó nồng độ của hai dạng bên phải và bên trái là như nhau. Mỗi điểm trên đường cong E - pH (vẽ đậm) tương ứng với một giá trị thê' oxy hoá - khử và pH của nước khi nồng độ của dạng oxy hoá và dạng khử bằng nhau. Hay no'i một cách khác, khi các giá trị E - pH cao hơn so với đường cong thì dạng oxy hoá chiếm ưu thế. Do đo', các dạng khử sẽ là chủ yếu ở phía dưới đường cong. Dộ tan của trioxit ferie (Fe(OH)3), của các oxit m angan (III) và

CÁC LOẠI Ô NHIỄM TRONG NƯỐC CÀN x ử LÝ

108

(IV) (M n02, Mn20 3, Mn30 4) là cực kỳ nhỏ, sát và m angan sẽ kết tủ a trong điều kiện pH và th ế oxy hoá - khử tương ứng với các vùng oxit m angan và hydroxit sắt (III) trên biểu đồ.

PH 2

4

6

6

1Q

12

14-

Hình 3-7. Bièu đồ cân bằng E - pH cùa sắt, trong nước tinh khiết 25°c.

H ầu như tấ t cả các nguồn nước thường gặp nằm cân bằng với khí quyển đều phân bố trong hình chữ nh ật ABCD của biểu đồ (pH = 5,5 - 8,5 và E = 0,3 - 0,5 V). Do đó, sá t (ferd) và m angan (manganơ) đều tồn tại chủ yếu dưới dạng cacbonat. Chú ý rằng, sắt (chủ yếu) và m angan là những kim loại dễ tạo phức với các hợp ch ất hữu cơ tự nhiên, do đó, nồng độ của chùng trong nựớc thường cao hơn nồng độ lý thuyết một ít. • Phân tích sắt thường được tiến hành bằng phương pháp so m àu với phenantrọlin - 1,10. Phương pháp này cho phép xác định sát tổng tìi 0,01 đến 5 mg/1. Một vài dạng biến đổi của phương pháp so màu đđ có th ể xác định riêng rẽ các dạng sát fera, s ấ t hoà tan và sắt tổng. Phươĩig pháp hấp thụ nguyên tử có th ể định phân trự c tiếp sắ t cũng như m angan trong khoảng nồng độ từ 50 ppm đến vài ppm. Loại bô sắt và mangart theo phương pháp hoá - lý truyền thống Các quá trình hoá - lý tách bỏ sắ t và m angan trong mọi dãy chuyền xử lý truyền thống đều thực hiện ngay trong bước đầu tiên là kết tủ a (oxy hoá, tă n g pH, keo tụ) các

c o s ỏ LÝ THUYẾT VÀ CÒNG NGHỆ x ử LÝ N ư ố c Tự NHIÊN

109

Hình 3-8. Biều đồ cân bằng E - pH của mangan, trong nưó-c tinh khiết 25°c.

kim loại đó, tiếp đến là giai đoạn làm trong (láng gạn hoặc lọc nổi và/hoặc lọc lớp cố định). • Nguyên tắc cơ bản của sự kết tủa là áp dụng các biểu đồ (3- 7, 3- 8) được trinh bày ở trên. Thực vậy, nếu các giá trị E-pH của nước nằm ở vùng trên các đường cong "E - pH", thì sắt và mangan sẽ kết tủ a dễ dàng (trừ trường hợp tạo phức với một số chất vồ cơ hoặc hữu cơ). Nếu các giá trị E - pH của nước nằm vùng phía dưới đường cong E - pH thì cần phải oxy hoá, hoặc tăng pH hoặc phải thực hiện cả hai đồng thời. Xét một điểm trong hình ABCD của hình 3- 7 và 3- 8 (đại diện cho đa số nguồn nước tự nhiên) co' thể nhận thấy rằng, việc kết tủa sắt có th ể thực hiện dễ dàng bằng cách thông khí tự nhiên, keo tụ - tủa bông và làm trong, mà hầu như không phải thêm chất oxy hoá hoặc tăng pH. Tuy nhiên đối với mangan thì không hoàn toàn như thế. Hình ABCD của mangan nằm lệch sang trái và thấp so với đường E - pH cân bằng, do đó, không thể dùng không khí làm chất oxy hoá như trường hợp của sắt mà phải dùng chất oxy hoá mạnh hơn và phải đồng thời tăng pH. Dựa vào các phản ứng, người ta có th ể tính toán các hệ số tỷ lượng, nghĩa là, lượng chất oxy hoá cần thiết để kết tủa sắt và mangan. Các giá trị tính toán được trìn h bày ở bảng 3- 8. Ngoài ra, khi xảy ra phản ứng, luôn kèm theo sự tăng dần độ axit (H+ hoặc C 0 2). Do đó, các phản ứng sẽ thuận lợi hơn khi được bổ sung thêm bazơ. Việc cho thêm xút,

CÁC LOẠI Ò NHIỄM TRONG NƯỎC CẰN x ử LÝ

lio

vôi hoặc cacbonat natri sẽ làm tăng vận tốc phản ứng, n h ất là, trong các phản ứng với oxy và clo. Báng 3-8. L ượng c h ấ t oxy hoá cần th iế t đ’ê oxy hoá sắt và m angan (giá tr ị tín h toán)

Fe(II) -> Fe(ffl)

Mn(II) -*• Mn(IV)-

I-Ioá chấi

Tỷ số

Tốc độ

Tỷ số

Tốc độ

Oxy

0,14mg 0 2/mg Fe

Chậm ở pH = 7 Nhanh ờ pH = 8

0,29mg 0 2/mg Mn

Rất chậm ờ pFÍ = 7 Chậm ỏ’ pH = 9

Clo và dẫn xuất

0,64mg Cl2/mg Fe

Rất nhanh

l,29mg Ci2/mg Mn

Chậm ủ pH = 7 Nhanh ủ’ pH = 9

Dioxit do

l,2mg CiC^/mg Fe

Rất nhanh

(>/.on

0,43mg 0 3/ mg Fe

Rất nhanh

0,87 mg 0 3/ mg Mn

Nhanh

Pcrmanganat kali

(1,9 mg KMn04/mg Fe

Rất nhanh

1,42 ing KMn04/mg Mn

Nhanh

2,45 mg

cicym g Mn

Nhanh ử pH>7

Mặc dàu tăng pH và tảng vận tốc phản ứng, các chất oxy hoá vẫn co' th ể tác dụng với các hợp chất hoà tan khác trong nước như với nitơ amoniac (chỉ đối với clo), các chất hữu cơ tự nhiên hoặc m ột vài chất vô cơ khác, theo một cơ chế cạnh tran h với các kim loại, đặc biệt đối với mangan. Sự co' m ặt trong nước nhiều tạp chất thường làm tăn g đáng kể liều lượng các chất oxy hoá so với các giá trị tín h toán theo lý thuyết. Sự gia tăng đó cd khi gấp đến 10 lần so với giá trị lý thuyết đối với clo và ozon, còn đối vâi K M n04 thì sự gia tăng đó không đáng kể. Các kết quả thực nghiệm chứng tỏ rằng, ngay cả sau khi loại bỏ được 60% hợp chất hữu cơ bằng keo tụ, nồng độ còn lại của chất hữu cơ cỡ vài mg/1 cũng đủ cản trở các phản ứng của clo và ozon với m angan. Ngoài ra, ozon không th ể oxy hoá hoàn toàn m angan nếu không có m ặt các ion bicacbonat (15°f), khi nước co' độ cứng 15°f thì m angan bị loại bỏ hoàn toàn ứng với tỷ số 4 mg 0 3/mg Mn. Ion bicacbonat có vai trò làm chậm vận tốc phản ứng của 0 3 với các chất HCTN và kết tủ a m angan ở dạng cacbonat m angan. • Kết iùn hởi keo tụ: khi kim loại ở dạng phức chất hữu cơ, hoặc còn ở trong nước dưới dạng keo, sự loại bỏ có th ể thực hiện bằng cách keo tụ, tiếp đến làm trong. Các kết qụả sử dụng chất keo tụ của nhôm tố t hơn nhiều so với chất keo tụ s ắ t (mũối sắt). Bởi vì, sử đựngỉrauối sát tụy rấ t lợi cho việc loại bỏ hợp chất hữu cơ, song co' th ể để lại nhiều sắt dư, dưới dạng phức hoặc hoà tan và keo. • Giai doạn làm trong nhầm giữ lại các hydroxit và các oxit kết tủa. B ất cứ sự kết tủ a xảy ra ở khâu (vị trí) nào trong dây chuyền xử lý nước, thì việc lọc qua lớp lọc cố định đều là giai đoạn quyết định chất lượng của nưốc đối với sát và m angan. Lọc được tiến hành với vận tốc nhạnh qua các vật liệu truyền thống như cát, an trax it, hoặc 2 lớp (cát/than). Có một vài kiểu lọc đặc biệt đôi khi được sử dụng, chẳng han như các cột lọc

c ộ SỎ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c Tự NHIÊN

111

xúc tác (để oxy hoậ mangan) và lọc bằng than hoạt tính. Các quá trình khác xử lý sắt và mangan Trong thực tế, chỉ có hai phương pháp chủ yếu để loại bỏ sắt và mangan. Đó là piiương pháp oxy hoá và kết tủa đã trình bày ở trên, và phương pháp sinh học (phương pháp này chủ yếu dùng để xử lý nước bề mặt), đôi khi trong phương pháp sinh học người ta còn sử dụng thêm kỹ thuật màng (rất ít). • Quá trình sinh học: Quá trình này dựa trên nguyên tắc phát triển các sinh vật đặc biệt đối với sất và mangan trên các lớp lọc. Co' hai dạng vi khuẩn phát triển tốt trong các điều kiện tối ưu khác nhau. Các vi khuẩn đo' xúc tiến cho sự oxy hoá và kết tủ a nhanh của sắt và mangan trong lớp lọc, thay th ế cho các quá trình oxy hoá - kết tủ a cô’ điển bằng hoá học. Các điều kiện tối ưu để phát triển vi khuẩn lá (xem bảng 3-9): Bảng 3-U. Các điều kiện tối ưu đề lo ạ i sắt và numjjan lỉằỊiịỉ phuviiỊ' pháp sinh học ((1): số liệu cũ, (2) số ịiệu mới đây)

Điều kiện tối ưu

Loại bỏ sắt

Loại bổ. mangan

Thế oxy hoá - khử E(V)(*)

40 - 100 mV (1) 100 - 400 mV (2)

100 - 200 mV (1) > 300 mV (2)

14 - 20 (1) > 14 (2)

> 22 (1) > 25 (2)

5,5 -7,5 (1) 6 - 8 (2)

5,5 - 7,5 (1) > 7,5 (2)

2pH +£/0,029

pH

1

E =L’Hl> + 0,248 V (£Hg, đo với điện cực calomen)

Các điều kiện đó của pH và th ế oxy hoá - khử thường ít trùng hợp với cáq đặc trưng của nước tự nhiên trong các xử lý cổ điển. Tuy nhiên, theo ý kiến của một số chụyên gi,a, các hiện tượng sinh học có th ể đóng một vai trò quan trọng trong việc xử lý nước bề m ặt, đặc biệt đối với sự kết tủ a các dioxit mangan trong lớp lọc cát. • Các quá trình màng như vỉ lọc và siêu lọc ít được sử dụng để xử lý sắt và m angan trong nước bề mặt. Song, chúng có th ể thay thế hoặc tăng cường các biện pháp lọc truyền thống trong việc loại bỏ cậc keo hydroxit và oxit của sắt và mangan. Các quá trìn h màng ctí ngưỡng tách nhỏ hơn, như lọc nano có thể dùng để xử lý sắt và mangan ở dạng hòa tan. C á c k ế t lu ậ n v ề x ử lý s â t v à m a n g a n

• Sất và m angan không phải là các chất ô nhiễm quan trọng dổi với sức khoẻ con người. Tuy nhiên, càn phải loại bỏ chúng khỏi nước sử dụng (Fe = 200 pgịl và Mn — 50 ftgll). • Việc loại bỏ sắt và mangan được sử dụng chủ yếu dề xủ lý nước ngầm, nhưng cũng có thể dùng dể xử lý nước be m ặt bàng cách oxy hoá, diầu chinh p H và keo tụ các kim loại, sau đó làm trong bàng lâng gạn hoặc lọc nổi hoặc lọc lớp cố dịnh.

CÁC LOẠI Ô NHIỄM TRONG NƯỎC CẦN x ử LÝ

112

• Việc kết tủa sắt dược tiến hành dễ dàng bằng cách thông kh í (không khí) giản dơn. Dối vói m angan xảy ra khó khăn han, đòi hỏi chăt oxy hoá m ạnh hon oxy không khí, và p H cao hơn. • Sự có m ặt các tạp chất khác trong nước thường làm tăng dáng kề liều lượng chát oxy hoả cần sử dụng thực tế so vói tín h toán lý thuyết. Đôi khi sự gia tăng dó gấp hàng chục lần đối với ozon và clo, dổi vói perm anganat kali thì ít hơn. • Ngoài phương pháp loại bỏ sất bằng các phản ứng hoá học, hiện nay dang có m ột phương pháp sinh học, tuy mói được? tìm ra, song có rát nhiều triển vọng. 3.4.3: NHÔM Theo m ột số nghiên cứu, mỗi người sử dụng tru n g bình thụ mỗi ngày m ột lượng nhôm từ 10 đến 100 mg. Ngoài ra, không khí chứa khoảng từ vài /
Hình 3-9. Độ tan lý thuyết của nhôm trong nước tinh khiết (V 25°c.

CO Sỏ LÝ'THUYẾT VÀ CÓNG NGHỆ x ử LÝ NƯỎC Tự NHIÊN

113

tương ứng cho đường cân bằng nồng độ của tấ t cả các dạng nhôm hoà tan. Chẳng hạn, theo hình đđ, ở pH = 5, ứng với nồng độ = lơ"6 mol/1 ( = 30 pgỊY) của nhôm hoà tan ở dạng chủ yếu là monome của Al(OH)2+ và Al3+. Hình chữ nhật ABCD là miền (pH - nồng độ) hay được sử dụng để keo tụ nước. Như vậy* dạng chủ yếu của nhôm tồn tại trong nước chủ yếu là trihydroxit nhôm vô định hình. Trihydroxit nhôm Al(OH)3 được hình thành do kết tủa của các muối nhôm trong nước. Tính tan của trihydroxit nhôm vô định hình được ,tạo ra phụ thuộc đáng kể vào thành phần hoá học (vô cơ: flo, phospho; hữu cơ: humic, axit amin...). Bảng 3-10 cho biết các giá trị pH ứng với độ tan cực tiểu của nhôm. Bảng 3-10. pH ứng với độ tan cực tiẽu của nhôm trong một số nguồn nước khác nhau Dung dịch hoặc nước AI(OH)3 vô Sullat nhôm Sullat nhôm Sulfat nhôm

định hĩnh (tính toán) trong dung dịch NaHC03 trong nước hồ trong nước sông

Độ tan cực tiều 20 -

o,U
pH tương úng 6,0 - 6,2 - 6,7 = 5,8 ~ 6,0

Phân tích nhôm thường được thực hiện bằng phương pháp hấp thụ nguyên tử. Các phương pháp so mẫu cũng có thể sử dụng. Tuy nhiên, cần phải xem xét kỹ các kết quả thu được, bởi vì phương pháp này không xác định được các dạng nhôm ở dạng keo ngay cả các dạng polyme hoà tan... Cuối cùng, bất kỳ một phương pháp nào, việc lọc sơ bộ các mẫu qua màng vi mao quản (0,45 hoặc 0,2 /um) co' thể làm giảm đáng kể các kết quả phân tích. Các biện pháp ngăn ngừa sự có mặt cửa nhôm trong nước Sự co' m ặt của nhôm trong nước phân phối phần nhiều là hệ quả của sự sử dụng các muối nhốm trong quá trình keo tụ - tủa bông. Nguyên nhân chính của hệ quả đố là sự hoạt động không bình thường của giai đoạn làm trong (đặc biệt là khâu lọc cát), hoặc do sự khống chế không tốt các điều kiện keo tụ (pH, và/hoặc liều lượng chất keo tụ). • Tối ưu hoá khâu lạc cát: khi co' một sự "rò" nhôm xuất hiện trong nước qua lọc cát, thì cần phải tìm hiểu xem nhôm dư ở dạng hoà tan hoặc dạng keo. Nếu ở dạng hoà tan thì phải tối ưu hoá quá trình keo tụ. Nếu nhôm ở dạng keo, thì nguyên nhân chính là khâu lọc cát, do đó, cần cải thiện, bằng cách tăng chiều cao của lớp cát, hoặc điều chỉnh độ hạt của cát. Thực vậy, rất co' th ể là, do sử dụng lớp cát lọc lâu quá (không co' bổ sung), nên m ất đi một lượng cát cđ kích thước nhỏ, dần dần, kích thước trung bình h ạt cát tăng lên, do đó, các cụm bông cực nhỏ không được giữ lại, tạo ra một sự rò nhôm thường xuyên, hay xuất hiện ở cuối mỗi chu trình lọc. Sử dụng cột lọc hai lớp có th ể giảm được sự rò nhôm. • Tối ưu hoá quá trình keo tụ - tủa bông: khi nhôm dư còn lại sau lọc cát ở dạng hoà tan là chủ yếu (xác định nhôm sau khi lọc các mẫu qua màng 0,2 /um hoặc 0,45 ¡um), thì sự cải tiến khâu lọc cát không có hiệu quả. Bấy giờ, bắt buộc phải tối ưu hoá khâu keo tụ. Trong đa số trường hợp, nguyên nhân là do pH quá cao hoặc, đôi khi, quá thấp. Vấn đề ở đầy là phải áp dụng tốt hơn biểu đồ tính tan ở trên, và không được quên rằng, mỗi

CÁC LOẠI Ô NHIỄM TRONG NƯỐC CẦN x ử LÝ

114

m ột nguồn nước ctí một đặc điểm riêng. Các giá trị pH keo tụ tối ưu để nòng độ nhôm dư cực tiểu thưòng à trong giới hạn 5,6 - 6,4 (số liệu này được r ú t ra từ nhiều thử nghiệm đối với các nước bề m ặt khác nhau). Liều lượng chất keo tụ có th ể cũng có một ảnh hưởng đến nồng độ nhôm dư trong nưốe. Song no' không th ể hiện rõ ràn g như trưòng hợp đối với pH. Người ta n h ận xét rằng, trong môi trường axit yếu (pH = 6) nếu sử dụng Sulfat nhôm với m ột liều lượng thấp sẽ kéo theo sự co' m ặt dạng nhôm hoà ta n trong nước lọc. Cuối cùng, cần lưu ý rằng nếu pH keo tụ không th ể hạ hơn vì lý do kinh t ế hoặc kỹ thuật, một giải pháp hợp lý là sử dụng polyme của nhôm để giảm hàm lượng nhôm dư còn lại sau xử lý. C á c k ế t lu ậ n v ề x ử lý n h ô m

• Sự có m ặt của nhôm trong nước cung cấp từ các nhà m áy nưóc thường là do sử dụng muối nhôm trong khâu keo tụ - tủa bông. N guyên nhân chủ yếu là do sự hoạt dộng không bình thường của các cột lọc (nhát là cột lọc cát), hoặc khổng chế, diều chỉnh không tốt quá trình keo tụ (pH và liều lượng chất keo tụ). • K hi thấy có sự "rò" nhôm (nghĩa là hàm lượng nhôm tăng cao hơn so với tiêu chuẩn, 200 ỊịgH - hàm lượng tối da cho phép), thì cần phải xác định xem nhôm dư trong nước ở dạng hoà tan hay dạng keo. Nếu ỏ dạng keo thì cần tối ưu hoá quá trình lọc, còn ô dạng hoa tan thi ván dè thuộc khâu keo tụ, ph ả i diêu chinh và cải tiến khâu keo tụ. • Tăng chiêu caồ lóp cát, điều chỉnh độ hạt của cát hoặc lọc qua hai lớp (thanịeát) cho phép giữ lại các cụm bông cực mịn, do dó ị giảm hàm lượng nhôm d u trong nước cung cấp. • K hi phải tối ưu hoá quá trình keo tụ, thì phải xem xét p H hoặc cao quá, hoặc đôi khi thấp quá. Thông thường p H keo tụ của các nước tự nhiên là từ 5, 6 đến 6,4. LTêụ lượng chát keo tụ cúng có th ể ảnh hưởng đến hàm lượng nhôm dư trong nước. • Nếu vi lý do kinh tế hoặc kỹ thuật không thể hạ thắp p H đến giá trị cần thiết thì có th ề áp dụng m ột biện pháp thay th ế muối nhóm thông thựòng bằng các họp chất polyme nhôm d ề làm giảm lượng nhôm dư. 3.4.4. CHÌ Khoảng 80% lượng chì do con người hấp thụ thường qua con đường thực phẩm và bụi không khí» 20% còn lại mới do con đưòng nước uống. Tiêu chuẩn của nhiều nước đều quy định hàm lượng tối đa của chì trọng nước là 50 ppb. Ngtiôn gổc, cức dạng cùa chì trong nước và độ tan Từ lâu người ta đâ biết rằng, chì được dùng trong việc chế tạo các hệ óng dẫn nước, các vòi nước bàng đồng thau,... Đó là nguyên nhân về sự có m ặt của chì trong nước sinh hoạt. Ví dụ, theo m ột số liệu điều tra, thì hiện nay Ö Pháp vẫn còn 47% các ống dẫri nưốc bàng chì. • Chì ở trong nước dưới những dạng khác nhau: khi chì nỈỊung vào nước, chì có th ể tan vào nước theo cơ chế ăn mòn. ơ các phần catot, các ion hydroxit chì được tạo ra, ở

c o s ỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c Tự NHIÊN

115

phần anot, chì được hình thành. Sau khi oxy hoá và hoà tan, chì có th ể tái kết tinh chậm dưới các dạng oxit PbO, P b 0 2 và Pb30 4 cũng như dưới dạng các cacbonat và hydroxycacbonat P bC 03, Pb3(0 H )2(C 03)2 và hydroxit-phosphat Pb5(0 H )(P 0 4)3. Các lớp kết láng này đều hoà tan ít nhiều. • Nhiều mô hình lý thuyết về độ tan của chì trong nước đã được xây dựng. Mô hình được chấp nhận nhiều nhất hiện nay là mô hỉnh Shock hoặc mô hình "Leadsol”. Trên hình 3-10, trình bày các đường biểu diễn nồng độ tổng của chì hoà tan phụ thuộc vào hàm lượng cacbonat tổng ở các pH khác nhau. Theo hình đo', rõ ràng là, nước kiềm (20 - 40°f) co' thể hoà tan chì cũng như nước mềm (2 - 10°f). Tuy nhiên, ảnh hưởng của nồng độ cacbonat tổng phụ thuộc vào pH của nước, ớ pH 7, ảnh hưởng của độ kiềm không lớn giữa 4 - 30°f. Trên hình đo', người ta còn nhận thấy co' sự giảm từ từ độ tan của chì khi tăng độ kiềm của nước. Ớ pH cao, ảnh hưởng của độ kiềm không chỉ ngược lại mà thể hiện rấ t rõ rệt hơn, ví dụ ở pH = 8,5, độ tan của chúng từ 70 - 80 ppb (ở 2°f) tăng lên 130 ppb (ở 40°f). • Tăng pH làm giảm đáng kể độ tan của chì, nhất là ở độ kiềm nhỏ (2 - 10°f). Ví dụ, ở độ kiềm 4°f, độ tan lý thuyết của chì chuyển từ 330 ppb (ở pH 7) đến 33 ppb (ở pH 10). Dộ kiềm càng cao (30 - 40°f) ảnh hưởng của pH càng giảm. • Mặc dầu mô hình này thường khá phù hợp với thực nghiệm, nhưng hàm lượng của chi trong nước còn phụ thuộc vào nhiều yếu tố khác, như nhiệt độ (độ tan giảm một nửa từ nhiệt độ 25°c đến 10°C), độ ăn mòn của nước (nước co' pH thấp hơn pH cân bằng hoà tan chì tốt hơn nước co' pH gần cân bằng), thời gian tiếp xúc của nưóc trong các ống dẫn

Hỉnh 3-10. Mô hình lý thuyết về độ tan cùa chì ử trạng thái cân bằng, ờ 25°c phụ thuộc vào nồng độ cácbonat tồng ử các pH khác nhau.

116

CÁC LOẠI Ồ NHIỄM TRONG NƯÓC CẦN x ử LÝ

(tăng độ hoà ta n vối thbi gian lưu giữ và độ dài của các ống dẫn bằng chì), thời điểm lấy nước và lưu lượng cấp nước, đường kính ống dẫn (sự hoà tan của chì càng nhanh trong các ống dẫn đường kính càng nhỏ) và vào chế độ chảy trong hệ phân phối nước... • Phân tích chì trong nước sinh hoạt được thực hiện bằng phương pháp hấp thụ nguyên tử. Cức biện pháp ngăn ngừa sự có mặt cùa chì trong nước • Làm sạch các ống dẫn trước khi sử dụng nưốc, n h ất là ngay từ buổi sáng hoặc sau m ột thời gian ngừng lâu không dùng nước. Việc đo' dễ làm đối với bất kỳ người tiêu thụ nào và phải thực hiện thường xuyên trong các vùng có nguy cơ ô nhiễm chì. • Thay th ế các ống dẫn, các đầu nối, các vòi và các chi tiết khác làm bằng chì hoặc có chứa chì là biện pháp tố t n h ất để loại bỏ sự co' m ặt của chì trong nước. Tuy nhiên, biện pháp đo' là m ột chuyện phức tạp và tốn kém. • Xử lý hoá học được thực hiện bằng cách làm biến đổi các đặc tính hoá - lý của nước (cân bằng canxi - cacbonic) hoặc cho vào nước các chất "tạo m àng bề mặt". Đối với nước cd tính chất ăn mòn (nước mềm, pH axit nhẹ), cách lý tưởng n h ất là tăn g pH cho đạt đến giá trị cân bằng, nhưng thực tế, việc lập lại cân bằng đó luôn kèm theo sự tăn g cacbonat tổng. Hiệu quả của cách xử lý này là tốt, và đã được chứng minh trong nhiều thử nghiệm với các nguồn nước mềm. Dối vối các nguồn nước cứng, giảm một phần cacbonat (bởi vôi hoặc bởi lọc nano tăng pH) có th ể cho những kết quả tốt. Các cách .xử lý bằng chất tạo màng: thêm vào nước các muối phosphat để chúng hình thành với chì các phức ít tan hơn so với hydroxit và cacbonat. Các kết quả nhận được là tốt, nhưng không như dự đoán (theo mô hình hoá). Nhiều thực nghiệm đã được tiến hành ỏ nhà máy, ở người tiêu thụ, và ở cả các cơ sở pilot, chứng tỏ rằng: hiệu quả của phương pháp tỷ lệ thuận với liều lượng phospho thêm vào. Các hoá chất cho vào là axit octophosphoric hoặc muối octophosphat (kẽm hoặc natri) với liều lượng từ 1 - 5ppm P 20 5. Việc sử dụng poly phosphat đang gây rấ t nhiều tran h luận. C á c k ế t lu ậ n v ê x ử lý c h ì

• Từ lâu người ta đã biết rằng, chì được sử dụng dề chế tạo các ống dẫn nước vòi nước, các chi tiết liên quan dến hệ thống cáp nước, nên dó là nguyên nhãn có m ặt của chì trong nước. • Sau khỉ hoà tan bằng cơ chế ăn mòn, chì có thề tải két tinh lại m ột cách từ từ thanh các oxit và các cacbonat. Theo lý thuyết, nước cứng cũng như nước niêm có th ề hoa tan các kết lắng dó. Tăng p H của nước làm giảm rõ rệt độ tan của chì nhất là ỏ độ ki'êm thấp (2 - 10°f). ở độ kiềm cao (30 - 40°f) sự giảm độ tan của chì ít hon. • Sự tháu rửa các đường Ống dãn nước trước khi sử dụng nước là cách ngăn ngừa chì dơn giản nhất. Thay th ế các ống dẫn, đàu nổi, vòi nước... làm bằng chì hay vật liệu chứa chì là biện pháp lý tưởng nhát. Song, rát phức tạp và tốn kém. • Xử lý hoá học là biện pháp ngắn hạn, nghía là thiết lập lại căn bàng của nước (tăng pH), hoặc khử cacbonat (vôi hoặc lọc nano), hoặc áp dụng các chăt tạo m àng bang each dưa vào nước các muôi phosphat (kẽm hoặc natri) hoặc axit octophosphoric.

CO Sỏ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ x ử LÝ NƯỎC T ự NHIÊN

117

3.4.5. CLOR1T VÀ CLORAT Dioxit clo được ứng dụng trong oxy hoá sơ bộ hoặc trong khâu khử trùng cuối cùng, do các tính chất tốt của nó trong việc oxy hoá, khử trùng, khử tảo và khả năng tồn dư của nó trong nước. Ngoài ra, khác với clo, tác dụng của dioxit clo đến các hợp chất hữu cơ là tạo ra rấ t ít các hợp chất hữu cơ - halogen. Nhược điểm chính của dioxit clo là sự hình thành clorit (C10j) và clorat (CIO3 ), mặc dù, độ độc của chúng đã không hoàn toàn dược minh chứng. Tiêu chuẩn vệ sinh về nước không quy định giá trị cụ thể của clorit và clorat. Tuy nhiên, theo lời khuyên của Tổ chức Y tế thế giới là 200 ppb đối với clorit, còn với clorat không đề nghị gì (độc tính của clorat đang được tiếp tục nghiên cứu). Nguồn gốc của clorit và clorut • Khi oxy hoá các hợp chất vô cơ và hữu cơ tự nhiên, dioxit clo bị chuyển hoá chủ yếu thành ion clorit. Lượng clorit đo được trong nghiên cứu ở phòng thí nghiệm khi oxy hoá các dung dịch humic của các nguồn nước tự nhiên thường là 0,6 đến 0,7 mg C102 /mg C102. Hình 3-11 nêu lên quan hệ tuyến tính giữa lượng clorit hình thành và lượng dioxit clo sử dụng. Hay nổi một cách khác, đối với một liều lượng trung bình 2 mg C102/l (đôi khi được sử dụng trong giai đoạn tiền oxy hoá), thì hàm lượng trung bình của clorit trong nước oxy hoá sơ bộ phải là cỡ 1,4 mg/1, nghĩa là cao hơn giá trị khuyến nghị của Tổ chức Y tế th ế giới. Ngược lại, việc sử dụng dioxit trong khử trùng cuối cùng (liều lượng 0,4 - 0,5 mg C102/l) là không có vấn đề gì đáng quan ngại. • Nồng độ clorit trong hước xử lý cũng còn phụ thuộc vào độ sạch của dioxit clo, vì rằng bất cứ một phương pháp nào thì chất khởi đầu đều là clorit natri. Do đó, độ sạch

Hình 3-11. Sự biến đồi của luợng clorit hình thành phụ thuộc vào licu lượng dioxit clo sử dụng (các điềm thực nghiệm ký hiệu khác nhau ứng với các nguồn nước bề mặt khác nhau ờ Pháp).

CÁC LOẠI ô NHIỄM TRONG NƯỎC CẦN x ử LÝ

118

của dioxit clo phụ thuộc vào độ sạch clorit n atri ban đầu. Ngoài ra, hàm lượng cuối cùng của clorit và clorat còn phụ thuộc vào cấu trúc của dây chuyền xử lý ở trước khâu oxy •hoá sơ bộ bằng dioxit clo, như chúng ta sẽ thấy sau đây. • Clorit và clorat được phân tích chính xác bởi sắc ký ion hoặc bằng điện di mao quàn. Ngưỡng phát hiện bằng phân tích là cỡ một vài chục ppb. Các biên pháp ngăn ngừa clorit và clorat trong nước • Sự hoạt động tốt của dụng cụ điều chế dioxit clo: cần điều chỉnh chính xác liều lượng các hoá chất để trán h dư nồng độ không cần thiết. Thực vậy, nếu dư clorit n atri sẽ dẫn đến sự xuất hiện của clorit trong nước xử lý, cũng như dư clo sẽ dẫn đến tạo ra clorat. • Các ion clorit cđ m ặt trong nước oxy hoá sơ bộ (hoặc oxy hoá trụ n g gian) cđ thể bị chuyển hoá trong dây chuyền xử lý nước. Trong quá trìn h ozon hoá, các clorit bị oxy hoá rấ t nhanh thành dioxit clo, rồi th àn h clorat, với hệ số tỉ lượng của ozon rấ t nhỏ (0,74 mg 0 3/m g C lO j). Tác dụng của than họạt tính là khử các ion clõrit (và dioxit clo) thành clorua. Cơ chế cửa sự chuyển hoá đó hiện nay chưa rõ. Các thực nghiệm về lọc bằng than hoạt tính tiến hành ở phòng thí nghiệm (dùng nước thành phố bổ sung thêm clorit, 1 mg/1) đã chứng tỏ rằng, khả năng loại bỏ cỡ từ 100 đến 150 mg CIOJ/g than hoạt tính h ạt co' thể đạt được ở quy mô thực tế. Oxy hoá clorit thành clorat bởi clo xảy ra rấ t chậm trong môi trường nước và ở p H ~ 7. Sự khử trù n g của nước chứa clorit ở giai đoạn cuối cùng không làm giảm hàm lượng clorit trong quá trìn h phân phối và dự trữ nước. Các ion clorat có m ặt trong nước oxy hoá là do sự hoạt động không chính xác của máy p h át dioxit clo, hoặc do phản ứng xảy ra giữa ozon với dioxit clo hoặc với clorit. Các ion clorat rấ t bền trong môi trường nước ở pH tru n g tính. Nồng độ cỉorat không th ể giảm bởi các xử lý cổ điển (kể cả bàng THH). Khi sử dụng dioxit clo trong oxy hoá - sơ bộ, nên trá n h dioxit d o dư đi vào khâu ozon hoá, để đừng tạo ra clorat. Trong một dây chuyền gồm m ột khâu ozon hoá, tiếp đến khử trù n g cuối cùng bằng dioxit clo, thì điểm (vị trí) đưa dioxit clo vào hệ phải đủ xa cửa ra của tháp tiếp xúc ozon để trán h xẩy ra phản ứng giữa hai chất oxy hoá đó (tạo ra clorat). C á c k ế t lu ậ n v ê c lo r it v à c lo r a t

• Hiện nay, chưa có tiêu chuẩn quy định về hàm lượng được phép của clorit và clorat trong nước. Tuy nhiên, khuyến nghị của Tổ chức Y tế th ế giói là 200 ppb dối vói clorit. Còn dộc tín h của clorat đang dược xác dịnh. • H àm lượng của clorit (0,5 - 0,7 m g ClO~/mg C102) và hàm lượng cùa clorat trong nước xử lý có thể dược dieu chỉnh bằng cách tối ưu hoá liều lượng xử lý của dioxit clo, của clo và sự hoạt động của dụng cụ ph á t sinh dioxit clo. • Các ion clorit có thề chuyền thành các ion clorua trên than hoạt tỉnh, và có thề bị oxy hoá nhanh bời ozon thành clorat. • Các ion clorat rát on định. H ạn chế sụ h m h thành của clorat bằng cách tránh phản ứng giữa ozon vói dioxit clo và ozon vói clorit. 3.4,.6 . BROMAT Dựa trên cơ sở nghiên cứu về độc tính của brom at kali đến súc vật, Tổ chức Y tế th ế

GO Sỏ LÝ THUYẾT VÀ CÒNG NGHỆ x ử LÝ N ư ó c T ự NHIÊN

119

giới đã xem ion bromat là một tác nhân gây ung thư đối với người và đề nghị tiêu chuẩn hạn chế là 25 ịig!\. Năm 1995, tiêu chuẩn của Cộng đồng Châu Âu về ion brom at là 10 ,Mg/l. Ngiiõn gô c và phương pháp phân tích • Hàm lượng của các ion bromat trong nước bề mật là cực kỳ nhỏ. Chính trong các nguồn nước đã được xử lý các ion bromat mới xuất hiện. Chất khởi đầu của brom at là các ion bromua. Hàm lượng ion bromua trong nước tự nhiên thường là từ 50 đến 200 pg/1. Các ion bromua và ion clorua luôn cùng tồn tại trong tự nhiên và tỉ số nồng độ của hai ion đó no'i chung là không đổi trong nước tự nhiên,’ bình quân khoảng 2,5 đến 3,5 ụg B r 7 p g ò r. • Ozon phản ứng với bromua tạo ra axit hypobromơ (HOBr) nằm cân bằng với hypobromit (OBr ). lon hypobromit được hình thành co' thể phản ứng tiếp tục với 1 phân tử ozon để cho lại ion brọmua, hoặc với 2 phân tử ozqn để tạo ra ion bromat. Hình 3-12 trình bày sơ đồ tổng q u át hình thành ion bromat xuất phát từ ozon hoá ion bromua trong nước tinh khiết. Vì tốc độ của phản ứng của ozon với các iori bromua và hypobromit không lớn nên hiệu suất oxy hoá bromua thành bromat rất nhỏ, vì sự ozon hoá chỉ xẩy ra vài phút. • Khi các hoá chất perozon được sử dụng, nhiều khi người ta quan sát thấy một sự ức chế hình thành bromat, đôi khi lại thấy một sự gia tăng ion bromat so với ozon hoá (chỉ riêng 0 3). Ẩnh hưởng của việc đưa thêm peroxit hydro trong quá trinh ozon hoá phụ thuộc vào các điều kiện thực tế xử lý, nghĩa là vào pH, tỷ số 0 3/H 20 2 và đặc biệt, vào điểm (vị trí) đưa H 20 2 vào dây chuyền. - ’• Clo và các dẫn xuất của no' tác dụng nhanh vối ion bromua để tạo ra axit hypobromơ và ion hypobromit. Tuy nhiên, một vài số liệu có được (1995) chứng tỏ sự cđ

Hình 3-12. Sữ đồ tồng quát hình thành ion bromat bỡi ozon hoá ion bromua trong nước.

120

,

CÁC LOẠI Ò NHIỄM TRONG NƯỎC CẦN XỬ LÝ

m ặt của các ion b ro m at sau khi clo hóa, nhưng trong trường hợp này, brom at co' được là do từ hypoclorit natrỉ. Thực vậy, các brom at là tạp chất của hypoclorit n atri được tạo ra khi điện phân clorua natri ti-ong sự co' m ặt của Ịon bromua. • Sác ký ion là phương pháp tố t n h ất được chấp nhận để xác định nồng độ bromat. cỡ vài ppb. Phương pháp gồm nhiều bước, bước chủ yếu n h ất là xử lý mẫu để loại bỏ ịon clorua, tiếp đến làm giàu qua cột, sau đó tách qua cột trao đổi anion và cuối cùng xác định bằng độ dẫn điện. Các biện pháp ngăn ngừa hromat Rõ ràng là, nếu tiêu chuẩn vệ sinh nước sạch quy định nồng độ cực đạì của brom at trong nước chi là 10 ííg/1 thì việc đấu tran h ngăn ngừa sự hình thành brom at là m ột việc hết sức cân thiết. Sự thay th ế ozon bằng clo là m ột giải pháp cân được đình chỉ vì việc loại trừ các ion bronỉua trong nước là chuyện không thể. Do đó, người ta chỉ C.Ổ cách là biến đổi các điều kiện ozon hoá khi thấy xuất hiện ngụy cơ ố nhỉễm brom at. • Axil hoứ nước trước khi ozon hoá Các số liệu nhà máy và nghiên cứu chứng tỏ rằng, ở pH axit nhẹ (6,5) sự hình thành brom at bởi ozon hoá là cực tiểu (thậm chí bằng 0). Giảm pH là việc làm co' th ể giải-quyết, được trong khi xử lý nước. Càng phải thực hiện việc đó trước khi keọ tụ - tủ a bông n h ất là nước bị nhiễm màu. • Giùm lieu lượng ozon hoặc thời giun tiếp xúc Dựa vào vận tốc của các phản ứng xảy ra theo sơ đồ hình 3-12 và vận tốc lớn hơn của các phản ứng ozon với m ột số chất hữu cơ, thì thấy rằng liều lượng ozon sử dụng càng nhỏ, các hợp chất hữu cơ tác dụng với ozon càng nhanh và thời gian tiếp xúc giữa ozon hoà tan với các ion bromua càng nhỏ. Nhiều tác giả đã nhận xét về ảnh hưởng 1’ất. quan trọng đo' của liều lượng ozon sử dụng trong quá trình ozon hoá. Việc sử dụng liều lượng thấp hơn tìí 0,5 - 0,7 mg 0 3/mg CHCT, nói chung, không dẫn đến việc hình thành brom at. Giảm liều lượng ozon sẽ hạn chế sự hình thảnh bromat, tuy nhiên, rõ ràn g là việc giảm liêu lượng ozon sẽ gây ra hậu quả xấu khác như giảm khả năng diệt trừ vi sinh vật gầy bệnh • Thêm niíơ amoniac trước ozon hoá Sơ đồ phản ứng trên hình 3-12 cho thấy ràng, co' một phần nitơ amoniac tham gia phản ứng giữa ozon và cập axit hypobromơ (HOBr) và ion hypobromit (BrO'). Thực vậy phản ứng của HOBr với nitơ amoniac nhanh như phản ứng của ion BrO* với ozon do đo' khi có m ật N H 3 vãi nồng độ đủ lớn, sự hình thành brom at (BrO‘ + 0 3) sẽ bị hạn chế. Nhiều kết quả nghiên cứu và thực tế đã xác nhận điều đo'. Tuy nhiên, sau đo' lại còn phải quan tâm đến khâu xử lý nitơ amoniac bằng clo. • Thêm H2O v. như đã no'i ở trên, còn có sự chưa rỗ ràng về tác dụng của hỗn hợp ozon/peroxit hydro đến sự hình thành các ion brom at. Các kết quả nhận được thường trái ngược nhau, do đó, không th ể kết luận về vấn đề này (1995). • Khử trực tiếp bầng bisulfat n atri là một phản ứng chậm, khử bằng sát ferơ (Fe2+) nhanh hơn một ít, tuy nhiên, rấ t khó ứng dụng, Chỉ THH mới có th ể khử một phần các ion bromat. Một vài thử nghiệm ở phòng thí nghiệm đã chứng minh rằng thời gian hoạt

c ồ Sỏ LÝ THUYẾT VÀ CÒNG NGHỆ x ử LÝ N ư ố c T ự NHIÊN

121

động của cột THH không lâu. Chịếu xạ u v ở 254nm hình nhu co' hiệu quả, nhưng các số liệu cần thiết (1995) không đủ về công suất và thời gian chiếu xạ để đánh giá chính xác hiệu quả của cách xử lý này. C á c k ế t lu ậ n v ề b ro m a t

• Các ỉơn bromat ít khi ếể-niặt tròng'Uưóciựi nhiên, Sự hiện diện cùa chúng trong nước xử lý chủ yếu là do tác động của ozon lên ion bromua và đôi khỉ do nhiễm bẩn của hypoclorit natri. . • Các ion bromat có thề xác dinh bằng sãc ký ion, sự phân tích là rát tỉnh t ế (một vài ppb), lâu vcudảt. Tổ chức Y tế thế giói khuyến nghị nồng dộ cho phép, Ịà 25 pgU, còn các nước Cộng đồng Châu Âu, là 10 [ig/l. • Trong các biện pháp dùng để ngăn ngừạ sự lìinh thành, các ion brọpiat, sự axit hoá trước khi ozon hoá có thề là một phưong pháp tót nhất khi nước có độ k/wáng. nhỏ, thêm ỉiito amoniac hoặc giảm lĩêu lượng ozon có thề dược sử dựng dề xử lý cho nhiều loai nụớc khác. Phương pháp chiếu xạ uv thể hiện tốt hơn cách xủ lý bằng phương pháp khử bàng fera hoặc than hoạt tính.

122

TÀI LIỆU THAM KHẤO 1. Bernard. Legube Aspect, fondam entaux du tra ite m e n t des eaux destinée, consomm ation, Ecole Thém atique sur l'Eau, Vietnam - Doson, 1999. 2. A lain Laplanche Les traitem ents de pollution organique, École Thém atique sur l’Eau, Vietnam Đosoiị, 1999. 3. Georges Vachaud Quelle eau demain? Évaluation des problèmes e t suggestion d ’action, École Thém atique sur l’Eau. Vietnam - Doson, 1999; 4. Bernard Legube Le traitem en t des eaux de surface pour la production d ’eau potable, Agence de l’Eau Loire - Bretagne, 9-1996, 5. w Stu m m and J.J. Morgan Aquatic Chemistry, 2 nd édition, John Wiley & Sons Editors New York, 1981. 6. Phạm. Song, ... Cồng nghệ cung cấp nước sạch và vệ sinh môi trường, Nhà xuất bản Khoa học và Kỹ thuật, H à Nội, 1996. 7. N guyễn Thị Thu Thủy Xử lý nước cấp sinh hoạt và công nghiệp, N hà xuất bản Khoa học và Kỹ thu ật, Hà Nội, 1999.

NGUYỄN HỮU PHÚ

C ơ SỞ LÝ THUYẾT VÀ CÔNG NGHỆ XỬ LÝ

Nưôc Tự

Chịu trách nhiệm xuất hùn: Biên S(xjn: Biên tập:

NHIÊN

PGS. TS. TÔ ĐẢNG HẢI PGS. TS. NGl/YẺN HỮU PHÚ NGUYỄN IIUY TIẾN

Sửa hài:

OUANG HUY

Trình Ixiy bìa:

LAN HƯƠNG

NHÀ XUẤT BẢN KHOA HỌC VÀ KỸ THUẬT 70 TRÀN HƯNG ĐẠO - HÀ NỘI