Đăng ký Đăng nhập
Trang chủ Giáo dục - Đào tạo Cao đẳng - Đại học Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải chế biến mủ cao su kết hợp quá trình nitri...

Tài liệu Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải chế biến mủ cao su kết hợp quá trình nitrit hóa bán phần – anammox trong hệ bùn lơ lửng và bùn giá thể

.PDF
27
410
86

Mô tả:

ĐẠI HỌC QUỐC GIA THÀNH PHỐ HỒ CHÍ MINH VIỆN MÔI TRƢỜNG VÀ TÀI NGUYÊN ---oOo--- NGUYỄN NHƢ HIỂN NGHIÊN CỨU XỬ LÝ NITƠ TRONG NƢỚC THẢI CHẾ BIẾN MỦ CAO SU KẾT HỢP QUÁ TRÌNH NITRIT HÓA BÁN PHẦN – ANAMMOX TRONG HỆ BÙN LƠ LỬNG VÀ BÙN GIÁ THỂ TÓM TẮT LUẬN ÁN TIẾN SĨ KỸ THUẬT Chuyên ngành: Công nghệ môi trường nước và nước thải Mã số chuyên ngành: 62.85.06.01 TP. HỒ CHÍ MINH, NĂM 2017 Công trình được hoàn thành tại: VIỆN MÔI TRƢỜNG VÀ TÀI NGUYÊN ĐẠI HỌC QUỐC GIA THÀNH PHỐ HỒ CHÍ MINH Địa chỉ: 142 Tô Hiến Thành, Quận 10, TP. Hồ Chí Minh Điện thoại: 028.38651132; Fax: 028.38655670 Người hướng dẫn khoa học 1: PGS.TS Nguyễn Phƣớc Dân Người hướng dẫn khoa học 2: PGS.TS Lê Đức Trung Phản biện độc lập 1: PGS.TS Trần Đức Hạ Phản biện độc lập 2: PGS.TSKH Ngô Kế Sƣơng Phản biện 1: .............................................................. Phản biện 2: ............................................................. Phản biện 3: ............................................................. Luận án sẽ được bảo vệ trước Hội đồng chấm luận án họp tại .......................................................................................................... .......................................................................................................... vào lúc...............giờ.............ngày............tháng............năm............... Có thể tìm hiểu luận án tại thư viện: - Thư viện Khoa học Tổng hợp Tp.HCM - Thư viện Viện Môi trường và Tài nguyên – ĐHQG.HCM 1 MỞ ĐẦU 1. TÍNH CẤP THIẾT Việt Nam là một trong những quốc gia cung cấp cao su thiên nhiên lớn nhất thế giới, đứng hàng thứ 4 về xuất khẩu cao su trên thế giới [1]. Nước thải phát sinh từ các Nhà máy chế biến mủ cao su trung bình từ 18 – 35 m3/ tấn sản phẩm [2], với hàm lượng ô nhiễm thành phần các chất hữu cơ và Nitơ (chủ yếu là ammonia) cao do một lượng lớn ammonia được sử dụng để chống đông mủ trong quá trình thu hoạch mủ tươi từ các đồn điền. Từ những năm đầu thế kỷ 21, vấn đề ô nhiễm Nitơ đã được xem như vấn đề toàn cầu thu hút sự quan tâm của các nhà khoa học trên thế giới. Năm 1995, các nhà khoa học đã phát hiện được phản ứng oxy hóa kỵ khí ammonium (Anaerobic ammonium oxidation, viết tắt là Anammox). Trong phản ứng này ammonium được oxy hóa bởi nitrit trong điều kiện kỵ khí tạo thành khí nitơ mà không cần cung cấp nguồn cacbon. Sự phát triển quá trình Anammox đã mở ra hướng phát triển kỹ thuật xử lý nitơ mới, đặc biệt là đối với nước thải có hàm lượng nitơ cao. Nắm bắt tình hình đó cùng với các hạn chế còn tồn tại trong việc xử lý nước thải chế biến mủ cao su, luận án “Nghiên cứu xử lý nitơ trong nước thải chế biến mủ cao su kết hợp quá trình nitrit hóa bán phần – Anammox trong hệ bùn lơ lửng và bùn giá thể” đã tiến hành nhằm góp phần giảm thiểu tình trạng ô nhiễm môi trường và phát triển bền vững ngành chế biến mủ cao su. 2. MỤC TIÊU NGHIÊN CỨU Nghiên cứu ứng dụng quá trình kết hợp nitrit hoá bán phần – Anammox ở điều kiện giới hạn oxy trong cùng một bể phản ứng (Oxygen Limited Autotrophic Nitritation/Denitrification – OLAND) gồm hệ bùn lơ lửng và bùn giá thể xử lý nitơ trong nước thải chế biến mủ cao su đã tiền xử lý COD. 3. NỘI DUNG NGHIÊN CỨU Luận án được thực hiện với các nội dung như sau: - Luận án tổng quan các tài liệu về thành phần, tính chất nước thải chế biến mủ cao su, các công nghệ xử lý nước thải chế biến mủ cao su đang được áp dụng tại Việt Nam và các công nghệ mới tiềm năng đang được nghiên cứu trong và ngoài nước. - Luận án lựa chọn quá trình kết hợp nitrit hoá bán phần – Anammox ở điều kiện giới hạn oxy trong cùng một bể phản ứng (Oxygen Limited Autotrophic Nitritation/Denitrification – OLAND) gồm hệ bùn lơ lửng và bùn giá thể để tiến hành các thí nghiệm đánh giá hiệu quả xử lý và hiệu quả kinh tế của quá trình trên. - Luận án làm giàu bùn mô hình OLAND bằng nước thải nhân tạo, với bùn Anammox được làm giàu từ bùn bể IC xử lý nước rỉ rác và bùn AOB từ 2 bùn bể SBR xử lý nước rỉ rác đạt tại phòng thí nghiệm khoa Môi trường và Tài nguyên – trường Đại học Bách Khoa TP.HCM. - Luận án nghiên cứu mô hình OLAND chế độ thổi khí liên tục ở các giá trị DO khác nhau, xác định được giá trị DO thích hợp. - Với giá trị DO đã được xác định, luận án tiến hành nghiên cứu mô hình OLAND ở các chế độ thổi khí gián đoạn khác nhau, xác định chế độ thổi khí thích hợp, giảm thiểu lượng oxy cung cấp, tiết kiệm năng lượng. - Luận án cũng đánh giá hoạt tính vi khuẩn Anammox, AOB, NOB và vi khuẩn khử nitrat trong mô hình OLAND sau khi các thí nghiệm được vận hành ổn định và cộng đồng vi sinh trong mô hình OLAND cũng được xác định trong nghiên cứu này. - Sau khi tiến hành các nghiên cứu thực nghiệm trên mô hình OLAND, luận án đã sử dụng mô hình toán học 1D để mô phỏng các phản ứng sinh hóa diễn ra trong quá trình vận hành của mô hình OLAND. 4. ĐỐI TƢỢNG NGHIÊN CỨU VÀ PHẠM VI NGHIÊN CỨU - Đối tượng nghiên cứu Nước thải chế biến mủ cao su tiền xử lý COD của nhà máy xử lý nước thải mủ cao su thuộc Công ty Cổ phần Cao su Phước Hòa (Ấp 1B, Chánh Phú Hòa, Bến Cát, Bình Dương). - Phạm vi nghiên cứu Nghiên cứu được thực hiện trên cơ sở lý thuyết và kiểm nghiệm trong phòng thí nghiệm khoa Môi trường và Tài nguyên – Đại học Bách Khoa TP.HCM. 5. TÍNH MỚI Nghiên cứu ứng dụng quá trình kết hợp nitrit hoá bán phần – Anammox giới hạn oxy (OLAND) xử lý nitơ trong nước thải chế biến mủ cao su là công trình đầu tiên được thực hiện ở Việt Nam. 6. Ý NGHĨA KHOA HỌC VÀ THỰC TIỄN - Ý nghĩa khoa học Kết quả nghiên cứu là cơ sở lý thuyết để đánh giá khả năng thích nghi, sinh trưởng và phát triển của nhóm vi khuẩn nitrit hóa AOB, Anammox trong môi trường nước thải chế biến mủ cao su sử dụng mô hình OLAND. Giới hạn oxy hòa tan (Dissolve Oxygen – DO) tối ưu được xác định cho mô hình OLAND trong nước thải chế biến mủ cao su. Các thông số động học của mô hình OLAND gồm hệ bùn lơ lửng và bùn giá thể được xác định và mô phỏng bởi mô hình toán học làm cơ sở tính toán khả năng áp dụng cho nước thải ô nhiễm nitơ. Mở ra hướng áp dụng quá trình OLAND cho xử lý nước thải nhiều loại hình sản xuất khác, đặc biệt là các ngành sản xuất ô nhiễm nitơ cao như chế biến tinh bột sắn, thủy sản, bún, thạch dừa,… 3 - Ý nghĩa thực tiễn Mở ra hướng giải quyết mới cho các vấn đề cấp thiết về ô nhiễm môi trường, chủ yếu là ô nhiễm nitơ trong nước thải chế biến mủ cao su mà vẫn đáp ứng được các vấn đề về kinh tế - xã hội. Kết quả của nghiên cứu cũng là cơ sở tính toán cho công trình xử lý nitơ trong nước thải chế biến mủ cao su ứng dụng mô hình OLAND hệ bùn lơ lửng và bùn giá thể với chi phí đầu tư cơ bản và vận hành cạnh tranh hơn so với quá trình khử nitơ truyền thống (nitrat hóa-khử nitrat). Luận án là tài liệu tham khảo cho sinh viên, học viên cao học, cán bộ môi trường cũng như các chuyên gia trong lĩnh vực công nghệ xử lý nước thải, phục vụ công tác triển khai ứng dụng và đào tạo kỹ sư, thạc sĩ ngành kỹ thuật môi trường. CHƢƠNG 1. TỔNG QUAN 1.1. Tổng quan về nƣớc thải chế biến mủ cao su và công nghệ xử lý nƣớc thải chế biến mủ cao su Theo các kết quả nghiên cứu của Viện nghiên cứu cao su Việt Nam, thành phần (vật lý, hóa học và sinh học) của nước thải chế biến mủ cao su cho thấy nước thải chế biến mủ cao su có pH trong khoảng 4,2 - 5,2 do việc sử dụng axit để làm đông tụ mủ cao su. Hơn 90% chất rắn trong nước thải chế biến mủ cao su là chất rắn bay hơi, chứng tỏ bản chất hữu cơ của chúng. Phần lớn chất rắn này ở dạng hòa tan, còn ở dạng lơ lửng chủ yếu chỉ có những hạt cao su còn sót lại. Hàm lượng nitơ hữu cơ thường không cao lắm và có nguồn gốc từ các protein trong mủ cao su, trong khi hàm lượng nitơ dạng ammonia là rất cao, do việc sử dụng ammonia để chống đông tụ trong quá trình thu hoạch, vận chuyển và tồn trữ mủ cao su. Tóm lại nước thải chế biến cao su thuộc loại có tính chất gây ô nhiễm nặng. Những chất gây ô nhiễm mà nó chứa thuộc 2 loại: chất ô nhiễm hữu cơ và chất dinh dưỡng (N, P). Hầu hết các nhà máy chế biến mủ cao su thiên nhiên ở Việt Nam đều sử dụng phương pháp sinh học hoặc kết hợp giữa hóa lý với sinh học để xử lý nước thải. Các công nghệ xử lý nước thải chế biến mủ cao su thường ứng dụng ở Việt Nam là các quá trình như gạn mủ, keo tụ/tuyển nổi, kỵ khí – thiếu khí và hiếu khí kết hợp. 1.2. Tổng quan công nghệ Anammox và ứng dụng công nghệ Anammox xử lý nitơ trong nƣớc thải Xử lý nước thải chế biến mủ cao su sau quá trình sinh học kỵ khí có tải trọng nitơ cao và tỉ lệ C/N thấp bằng phương pháp sinh học truyền thống (nitrat hóa - khử nitrat) tiêu tốn nhiều chi phí vì đòi hỏi một lượng khí oxy và cacbon bổ sung lớn. Điều này dẫn đến các phương pháp thay thế mới với 4 tính bền vững hơn và kinh tế hơn đã được phát triển và nghiên cứu trong hơn một thập kỷ qua. Các phương pháp này đa số dựa trên quá trình Anammox. Quá trình Anammox được xác định là một quá trình sinh học, trong đó ammonia được oxy hóa trong điều kiện kỵ khí với nitrit là yếu tố nhận electron để tạo thành nitơ phân tử với sự tham gia của vi khuẩn Anammox tạo thành nitơ phân tử và nitrat. Quá trình Anammox cần có một quá trình đứng trước nhằm chuyển một nửa ammonia trong nước thải đầu vào thành nitrit. Quá trình sinh học đứng trước này được đặt tên là quá trình nitrit hóa bán phần. Phân loại theo lượng bể sử dụng, ứng dụng quá trình nitrit hóa bán phần và Anammox để loại bỏ nitơ được chia làm 2 loại: - Quá trình nitrit hoá bán phần và quá trình Anammox trong hai bể phản ứng riêng biệt. - Quá trình nitrit hoá bán phần và quá trình Anammox trong một bể phản ứng duy nhất. 1.3. Các quá trình kết hợp Anammox trong một bể phẩn ứng Dựa trên khái niệm mới này, một số công nghệ kết hợp quá trình nitrit hóa bán phần – Anammox trong cùng một bể phản ứng được nghiên cứu rộng rãi trên thế giới là CANON (Complete Autotrophic Nitrogen Removal Over Nitrite), SNAP (Single- stage Nitrogen removal using Anammox and Partial nitritation), OLAND (Oxygen Limited Autotrophic Nitrification Denitrification), SNAD (Simultaneous partial Nitrification, Anammox and Denitrification). 1.4. Một số nghiên cứu ứng dụng quá trình Anammox xử lý nƣớc thải giàu nitơ trong và ngoài nƣớc Nhiều mô hình khác nhau đã được sử dụng để nghiên cứu quá trình Anammox xử lý nitơ trong nước thải như sau: Bảng 1.1. Tóm tắt các quá trình nghiên cứu và ứng dụng nhóm vi khuẩn Anammox trong xử lý nước thải giàu ammonia ở một số quốc gia trên thế giới 5 Quốc gia Hà Lan Đức Thụy Điển Tây Ban Nha Nội dung nghiên cứu chính Vi sinh vật học và ứng dụng quá trình Anammox trong xử lý nước thải ở quy mô Pilot và quy mô công nghiệp; Sinh lý học của vi khuẩn Anammox, phương pháp đánh dấu sinh học phát hiện vi khuẩn Anammox. Kỹ thuật loại ammonia dùng màng vi sinh di động; Vi sinh vật học và ứng dụng của quá trình Anammox; Sinh lý học của vi khuẩn Anammox. Kỹ thuật loại ammonia dùng màng vi sinh di động; Các nghiên cứu trên quy mô công nghiệp, quy mô pilot và quy mô phòng thí nghiệm; các quá trình 1 giai đoạn và 2 giai đoạn. Sinh lý học của vi khuẩn Anammox. Tham khảo [119], [120], [121], [122] [123], [124] [125], [126] [127], [128] Mỹ Ứng dụng quá trình Anammox trong xử lý chất thải chăn nuôi gia cầm. [112] Nhật Quá trình tạo bùn dạng hạt của vi khuẩn Anammox và ứng dụng; Các phương pháp sinh học phân tử trong nhận dạng vi khuẩn Anammox [45], [93] Hàn Quốc Ứng dụng của quá trình Anammox trong xử lý chất thải chăn nuôi heo [111], [129] Trung Quốc Mô hình hóa quá trình Nitrat hóa – Anammox; quá trình tạo bùn hạt vi khuẩn Anammox quy mô phòng thí nghiệm; khởi động quá trình loại bỏ ammonia quy mô phòng thí nghiệm; làm giàu và nuôi cấy vi khuẩn Anammox [130] Hà Lan Ứng dụng quá trình SHARON – Anammox xử lý nước thải giàu ammonia [80] Thụy Sĩ Ứng dụng quá trình sinh học xử lý nước thải giàu ammonia bằng quá trình nitrit hóa một phần và quá trình oxy hóa ammonia kị khí tiếp theo (Anammox) quy mô Pilot [117] Nghiên cứu các ứng dụng vào xử lý nitơ vẫn đang còn là lĩnh vực khá mới mẻ trên thế giới, vì vậy cũng là vấn đề rất mới lạ ở Việt Nam. Phương và cộng sự, (2009), đã nghiên cứu ứng dụng nhóm vi khuẩn Anammox trong xử lý nước thải chăn nuôi heo. 6 Liệu và cộng sự, (2008) [131], nghiên cứu về phát triển quá trình xử lý sinh học mới loại bỏ nitơ trong nước thải trên cơ sở phản ứng Anammox sử dụng quá trình SNAP. Theo nghiên cứu của Phương, (2011) sử dụng mô hình Swim Bed trên nước thải chế biến mủ cao su. Theo nghiên cứu của Nhật, (2012) thực hiện trên mô hình PNBCR với nước thải cao su (đầu ra sau quá trình Nitrit hóa bán phần) [132]. Theo nghiên cứu của Nhật và cộng sự (2014) [133], cho thấy khi kết hợp hai quá trình Nitrit hóa bán phần sử dụng bể SBR theo sau là bể HAR Anammox hybrid reactor cho quá trình Anammox xử lý nước rỉ rác. Từ các tài liệu đã tổng quan và các kết quả nghiên cứu ứng dụng quá trình Anammox xử lý nước thải giàu nitơ trong và ngoài nước cho thấy quá trình Anammox là quá trình tiềm năng, có nhiều khả năng trong ứng dụng xử lý nước thải chế biến mủ cao su. Vì vậy, luận án đã tiến hành nghiên cứu ứng dụng quá trình Anammox trong điều kiện kết hợp cùng các quá trình nitrit hóa và khử nitrat để xác định các thông số điều kiện vận hành cũng như đánh giá hiệu quả xử lý và hiệu quả kinh tế nhằm hoàn thiện công nghệ xử lý nước thải chế biến mủ cao su. CHƢƠNG 2. CƠ SỞ LÝ THUYẾT QUÁ TRÌNH NITRIT HÓA BÁN PHẦN – ANAMMOX 2.1. Quá trình nitrit hóa bán phần So sánh với quá trình loại bỏ nitơ truyền thống (nitrat hóa, khử nitrat), thuận lợi của quá trình nitrit hóa bán phần là nhu cầu oxy thấp hơn (ít hơn 25%), nhu cầu cacbon hữu cơ thấp hơn hoặc không cần tùy thuộc sau nó là quá trình khử nitrat hoặc Anammox [80] [134] [135]. Dựa trên khái niệm mới này, quá trình Single reactor High activity Ammonia Removal Over Nitrite (SHARON) được phát triển trường Đại học Delft, Hà Lan [17] [136]. Có nhiều yếu tố môi trường ảnh hưởng đến phản ứng của quá trình nitrit hóa bán phần và một trong số chúng là thông số quan trọng để kiểm soát quá trình nitrit hóa bán phần. Điểm quan trọng nhất của quá trình nitrit hóa bán phần là việc tích lũy nitrit ổn định hay không. 2.2. Quá trình Anammox Thật ra, phản ứng Anammox đã được dự báo từ trước khi phát hiện ra nó. Trên cơ sở tính toán nhiệt động học [37][185] đã dự báo về sự tồn tại của các vi khuẩn tự dưỡng có khả năng oxy hóa ammonium bởi nitrat, nitrit: NH4+ + NO2-→ N2 + NO3- + 2H2O ∆G0 = - 357kj/mol (2.1) + + 5NH4 + 3NO3 → 4N2 + 2H2O + 2H ∆G0 = - 297kj/mol (2.2) 5NH4+ + 1,5O2 → NO2- + 2H+ + 2H2O ∆G0 = - 297kj/mol (2.3) 7 Qua theo dõi sự cân bằng nitơ đã phát hiện thấy sự giảm đồng thời nồng độ ammonium và nồng độ nitrat, nitrit cùng sự tạo thành nitơ phân tử ở điều kiện kị khí [38] [44][79] . Theo đó, quá trình Anammox được xác định là một quá trình sinh học, trong đó ammonium được oxy hóa trong điều kiện kị khí với nitrit là yếu tố nhận điện tử để tạo thành nitơ phân tử với sự tham gia của vi khuẩn Anammox [44] [189]. Tiếp theo đó, phản ứng Anammox cũng đã lần lượt được phát hiện và nhận dạng vi khuẩn Anammox tại các hệ thống xử lý nước thải bởi các nhà khoa học Đức [190], Nhật Bản [191], Thụy Sĩ [192] và Bỉ [193]. Từ sự phát hiện trên (trong nhiều hệ thống xử lý nước thải có nồng độ ammonium cao) các nhà khoa học đi đến việc tìm kiếm các vi khuẩn tham gia quá trình Anammox trong các hệ sinh thái tự nhiên. Thực vậy, đã chứng minh được rằng phản ứng Anammox giữ 50% vai trò tạo khí nitơ trong trầm tích biển [48] tại vùng nước thiếu khí dưới đáy đại dương ở Costa Rica [194]. Các vi khuẩn Anammox thuộc một chi mới cũng phát hiện được trong vùng nước gần đáy biển đen [194]. 2.3. Động học quá trình Động học của quá trình xử lý sinh học liên quan đến quá trình sinh trưởng tế bào và quá trình phân hủy nội bào. Các phương trình động học cơ bản được trình bày trong bảng 2.16 Bảng 2.16. Các phương trình động học cơ bản [285] Mô hình Tổng quát Phƣơng trình động học Ghi chú Bậc 1 Bậc 2 ( ) ⁄ Tương quan giữa hiệu quả khử cơ chất, thời gian phản ứng và hàm lượng sinh khối. Grau và cộng sự Monod Tương quan giữa hiệu quả khử cơ chất, thời gian phản ứng và hàm lượng sinh khối 8 Phƣơng trình động học Mô hình Contois Chen Hashimoto & Mc Carty Young & Dewall Chion & Stover Kincannon Ghi chú Tương quan giữa hiệu quả khử cơ chất và thời gian lưu nước. y: Hiệu quả khử COD (%) x: Thời gian lưu nước y: tải trọng hữu cơ được loại bỏ (kg COD/m2. ngày) hoặc (kg COD/m3.ngày) x: Nồng độ cơ chất sau xử lý Tương quan giữa tải trọng hữu cơ (đã bị khử) và nồng độ cơ chất sau xử lý Với Tải trọng thủy lực và nồng độ chất hữu cơ tương quan với tốc độ khử chất hữu cơ và hiệu quả xử lý. Theo phương trình: Eckenfelder (1970) | | ln ln ln C, n: các hằng số thực nghiệm, n = 0,3 0,7 Chú thích: Y: Hệ số sản lượng tế bào; µ: Tốc độ sinh trưởng riêng; µm: Tốc độ sinh trưởng riêng tối đa; : Umax Hằng số tốc độ tiêu thụ cơ chất lớn nhất; Ks : Hằng số bán vận tốc, hàm lượng cơ chất ở tốc độ sinh trưởng bằng ½ µm; KB: Hằng số bão hòa; k: Hệ số sử dụng cơ chất tối đa; kd: Hệ số phân hủy nội bào; k2(S): Hằng số dụng cơ chất của mô hình động học bậc hai; B: Hằng số bão hòa Contois θc : Thời gian lưu bùn; A: Diện tích mặt cắt ngang của bể D: Chiều cao lớp vật liệu lọc gVSS/g BOD ngày -1 ngày g/L/ngày g/L g/L/ngày ngày -1 ngày -1 ngày -1 ngày m2 m Nhận xét: Đối với các dạng mô hình sinh học có sử dụng hệ vi sinh tăng trưởng lơ lửng và tăng trưởng bám dính, thì việc xác định các thông số động học có thể phân tách riêng. 9 CHƢƠNG 3. PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 3.1. Nội dung nghiên cứu Các nội dung nghiên cứu cụ thể của luận án này được trình bày trong hình 3.1. Làm giàu bùn Anammox Nội dung 1. Làm giàu bùn mô hình OLAND Nội dung 2. Đánh giá mô hình OLAND chế độ thổi khí liên tục ở DO khác nhau Làm giàu bùn AOB DO: 0,4 – 0,8 mg/L DO: 0,2 – 0,4 mg/L DO: 0,1 – 0,2 mg/L Nội dung 3. Đánh giá mô hình OLAND ở các chế độ thổi khí gián đoạn khác nhau Hiệu quả chuyển hóa nitơ Chế độ thổi khí A 20 phút nghỉ - 40 phút thổi Chế độ thổi khí B 30 phút nghỉ - 30 phút thổi Hiệu quả xử lý COD Độ kiềm và điện năng tiêu thụ SAA Nội dung 4. Đánh giá hoạt tính vi khuẩn của mô hình OLAND Nội dung 5. Mô phỏng các phản ứng sinh hóa diễn ra trong quá trình vận hành của bể OLAND bằng mô hình toán học Đánh giá hoạt tính vi khuẩn mô hình OLAND Xác định chủng vi khuẩn trong mô hình OLAND Xác định thông số động học vi khuẩn trong mô hình OLAND AOB NOB Khử nitrat Xác định mức độ tương thích của mô hình và dữ liệu Hình 3.1. Sơ đồ nội dung nghiên cứu 3.2. Mô hình thí nghiệm 3.2.1. Nội dung 1. Làm giàu bùn mô hình OLAND 3.2.1.1. Mô hình OLAND Nghiên cứu được tiến hành ở quy mô phòng thí nghiệm và được đặt tại phòng thí nghiệm khoa Môi trường và Tài nguyên – Đại học Bách Khoa TP.HCM. 10 Thí nghiệm được thiết lập chính gồm bể chứa 30 L và hệ điều khiển tự động như hình 3.2. Ghi chú 1. Can chứa dung dịch NaHCO3 8% 2. Bồn chứa nước thải 250L 3. Bể phản ứng OLNAD 4. Thùng chứa nước đầu ra Hình 3.2. Mô hình OLAND Bể phản ứng hoạt động theo mẻ gồm 04 pha: (1) pha nạp, (2) pha phản ứng, (3) pha lắng và (4) pha xả. Trong bể phản ứng, nước thải được xáo trộn hoàn toàn ở pha nạp và pha phản ứng nhờ khung quay có giá thể sợi polyeste cố định với motơ khuấy, tốc độ quay 10 vòng/phút. Trong quá trình hoạt động, bể phản ứng được cấp khí bằng máy thổi khí thông qua hệ thống ống đục lỗ đặt sát đáy bể và DO được kiểm soát tự động theo một ngưỡng giá trị mong muốn bằng bộ điều khiển DO. Giá trị pH trong bể cũng được kiểm soát bằng bộ điều khiển pH, sử dụng dung dịch NaHCO3 bằng bơm định lượng thông qua van trên cùng. Nước sau khi xử lý được xả vào xô (4) 15L qua van giữa cho đến khi đạt được thể tích nhỏ nhất Vmin . Quá trình hoạt động của bể được điều khiển tự động bằng phần mềm STEP 4 qua tủ điện PLC. Quá trình nạp nước, xả nước, phản ứng, lắng hoạt động theo 3 que điện cực trong bể nối với PLC. 3.2.1.2. Vật liệu thí nghiệm (a) Nước thải nhân tạo Ở thí nghiệm làm giàu bùn, nuôi cấy bùn Anammox và AOB, nghiên cứu sử dụng nước thải nhân tạo. Nước thải nhân tạo trong thí nghiệm ở nội dung 1 bao gồm: nước thải làm giàu bùn Anammox và bùn AOB. (b) Bùn nuôi cấy Bùn nuôi cấy trong mô hình OLAND gồm bùn Anammox và bùn AOB được lấy từ phòng thí nghiệm khoa Môi trường và Tài nguyên – Đại học Bách Khoa TP.HCM. 3.2.1.3. Điều kiện vận hành Mô hình thí nghiệm được vận hành tại phòng thí nghiệm khoa Môi trường và Tài nguyên – Đại học Bách Khoa TP.HCM. Nghiên cứu thực hiện ở điều kiện nhiệt độ. Bể phản ứng được vận hành theo chế độ nạp theo mẻ 11 với thể tích nạp là 15 L, tỷ số trao đổi thể tích là 0,5. Thời gian của một chu kỳ là 480 phút, bao gồm 4 pha: (1) pha nạp: 10 phút, (2) pha phản ứng: 420 phút, (3) pha lắng: 40 phút, (4) pha xả: 10 phút. Thời gian lưu nước là 0,6 ngày. Điều kiện vận hành ở thí nghiệm làm giàu bùn được trình bày trong bảng 3.4. Bảng 3.4. Điều kiện vận hành của thí nghiệm nội dung 1 Thông số Đơn vị DO pH HRT mg/L ngày Giá trị Nuối cấy Anammox < 0,5 6,8 – 7,0 0,6 Nuôi cấy AOB 0,4 – 0,8 7,3 – 7,5 0,6 3.2.2. Nội dung 2. Đánh giá mô hình OLAND chế độ thổi khí liên tục ở các giá trị DO khác nhau 3.2.2.1. Mô hình OLAND Sau khi làm giàu bùn, mô hình OLAND thí nghiệm ở nội dung 1 được tiếp tục nghiên cứu trong nội dung 2. 3.2.2.2. Vật liệu thí nghiệm (a) Nước thải chế biến mủ cao su đã tiền xử lý COD Nước thải chế biến mủ cao su đã tiền xử lý COD của nhà máy xử lý nước thải mủ cao su thuộc Công ty Cổ phần Cao su Phước Hòa (Ấp 1B, Chánh Phú Hòa, Bến Cát, Bình Dương). (b) Bùn nuôi cấy Bùn nuôi cấy được tiếp tục duy trì từ thí nghiệm của nội dung 1 của mô hình OLAND, các đặc tính bùn được trình bày trong chương 4. 3.2.2.3. Điều kiện vận hành Sau khi kết thúc thí nghiệm làm giàu bùn, luận án tiếp tục nghiên cứu với nước thải chế biến mủ cao su chế độ thổi khí liên tục ở các giá trị DO lần lượt là: 0,4 – 0,8 mg/L, 0,2 – 0,4 mg/L, 0,1 – 0,2 mg/L. Giá trị DO trong bể phản ứng được duy trì hệ thống thổi khí dưới đáy bể với sự điều chỉnh của bộ điều khiển DO. Nghiên cứu thực hiện ở điều kiện nhiệt độ phòng. Bể phản ứng được vận hành theo chế độ nạp theo mẻ với thể tích nạp là 15 L, tỷ số trao đổi thể tích là 0,5. Thời gian của một chu kỳ là 480 phút, bao gồm 4 pha: (1) pha nạp: 10 phút, (2) pha phản ứng: 420 phút, (3) pha lắng: 40 phút, (4) pha xả: 10 phút. Giá trị pH được duy trì trong suốt thí nghiệm là 7,5 – 7,8 và thời gian lưu nước HRT = 0,6 ngày. 12 3.2.3. Đánh giá mô hình OLAND ở các chế độ thổi khí gián đoạn khác nhau 3.2.3.1. Mô hình OLAND Sau khi kết thúc thí nghiệm ở nội dung 2, mô hình OLAND được tiếp tục nghiên cứu trong nội dung 3. 3.2.3.2. Vật liệu thí nghiệm (a) Nước thải chế biến mủ cao su Nước thải chế biến mủ cao su đã tiền xử lý COD của nhà máy xử lý nước thải mủ cao su thuộc Công ty Cổ phần Cao su Phước Hòa (Ấp 1B, Chánh Phú Hòa, Bến Cát, Bình Dương). (b) Bùn nuôi cấy Bùn nuôi cấy được tiếp tục duy trì từ thí nghiệm của nội dung 2 của mô hình OLAND, các đặc tính bùn được trình bày trong chương 4. 3.2.3.3. Điều kiện vận hành Thí nghiệm thực hiện ở điều kiện nhiệt độ phòng. Bể phản ứng được vận hành theo chế độ nạp theo mẻ với thể tích nạp là 15 L, tỷ số trao đổi thể tích là 0,5. Thời gian của một chu kỳ là 480 phút, bao gồm 4 pha: (1) pha nạp: 10 phút, (2) pha phản ứng: 420 phút, (3) pha lắng: 40 phút, (4) pha xả: 10 phút. pH được duy trì trong bể phản ứng từ 7,5 – 7,8 và thời gian lưu nước HRT là 0,6 ngày. Nghiên cứu này được thực hiện ở 02 chế độ thổi khí gián đoạn với thời gian nghỉ thổi khí và thổi khí khác nhau lần lượt 20 phút nghỉ – 40 phút thổi và 30 phút nghỉ – 30 phút thổi được lặp lại 7 lần trong pha phản ứng của một chu kỳ thí nghiệm được biểu diễn ở hình 3.4. Hình 3.4. Sơ đồ vận hành một chu kỳ thí nghiệm với chế độ thổi khí gián đoạn (A) 20 phút nghỉ – 40 phút thổi và (B) 30 phút nghỉ – 30 phút thổi 3.2.4. Nội dung 4. Đánh giá hoạt tính vi khuẩn của mô hình OLAND Sử dụng phương pháp đo hoạt tính theo Third, 2001 [301] và được thực hiện ở giai đoạn hiệu quả xử lý tổng nitơ tốt nhất trong mô hình thí nghiệm. 13 3.2.4.1. Mô hình thí nghiệm đánh giá hoạt tính dạng mẻ Nghiên cứu được tiến hành ở quy mô phòng thí nghiệm và được đặt tại phòng thí nghiệm khoa Môi trường và Tài nguyên – Đại học Bách Khoa TP.HCM. Mô hình để thực hiện thí nghiệm ở nội dung 4 là mô hình thí nghiệm đánh giá hoạt tính dạng mẻ được thể hiện trong hình 3.5. Ghi chú: 1. Máy khuấy từ 2. Bình oxy nén 3. Bình phản ứng kín 4. Điện cực DO DurOx 325 5. Cá khuấy từ 4cm 6. Van cấp khí nối với đá bọt 7. Van xả khí dư 8.Nút cao su châm ammonia và rút mẫu Hình 3.5. Mô hình dạng mẻ Bình phản ứng là bình kín hình trụ bằng nhựa acrylic có dung tích hiệu dụng là 2L, chiều cao 150 mm, đường kính trong 140mm, mặt bích vát nghiêng 20o để loại bỏ yếu tố oxy hòa tan vào nước từ mặt thoáng. Mô hình được khuấy trộn liên tục bằng cá từ ở tốc độ 200 vòng/phút. Các thông số nhiệt độ và DO được đo bằng điện cực WTW DurOx 325. Mô hình bao gồm một van xả khí dư, một van cấp khí từ bình khí nén và nối với hệ thống phân phối khí trong bình bằng đá bọt, một lỗ gắn nút cao su để thuận tiện cho việc bổ sung ammonia và lấy mẫu bằng syringe 60 ml. 3.2.4.2. Vật liệu thí nghiệm  Nước thải nhân tạo Nước thải nhân tạo dùng để xác định hoạt tính của vi khuẩn Anammox SAA, vi khuẩn oxy hóa ammonia AOB, vi khuẩn oxy hóa nitrit NOB và vi khuẩn khử nitrat được chia làm 03 nhóm: Nhóm 1: dung dịch cơ chất phản ứng; Nhóm 2: dung dịch rửa bùn; Nhóm 3: dung dịch vi lượng.  Bùn thí nghiệm Thí nghiệm này được thực hiện khi giai đoạn hiệu quả xử lý tổng nitơ tốt nhất trong mô hình OLNAD ở các thí nghiệm 1, 2 và 3, gồm bùn lơ lửng và bùn giá thể. Giá thể trong bể phản ứng được cắt ra để đo hoạt tính bùn giá thể. Bùn giá thể và bùn lơ lửng sau khi lấy ra khỏi bể phản ứng sẽ được rửa ba lần bằng nước cất để loại bỏ cơ chất nền. Nồng độ bùn thí nghiệm ở mỗi mẻ là 1g MLVSS/L. 3.2.4.3. Điều kiện vận hành Thí nghiệm 4 xác địng hoạt tính của vi khuẩn Anammox SAA, vi khuẩn oxy hóa ammonia AOB, vi khuẩn oxy hóa nitrit NOB và vi khuẩn khử nitrat. Điều kiện vận hành thí nghiệm 4 được trình bày trong bảng 3.10. 14 Bảng 3.10. Điều kiện vận hành thí nghiệm ở nội dung 4 Thành phần Nhiệt độ pH DO Thời gian rửa bùn Thời gian phản ứng Đơn vị 0 C mg/L phút/mẻ phút/mẻ SAA phòng 7,5 – 7,8 < 0,1 30 240 Giá trị AOB và NOB phòng 7,5 – 7,8 4,0 – 8,0 30 120 Khử nitrat phòng 7,5 – 7,8 < 0,1 30 120 3.2.5. Nội dung 5. Mô hình toán học để mô phỏng các phản ứng sinh hóa diễn ra trong quá trình vận hành của bể OLAND 3.2.5.1. Cơ sở lý thuyết Mô hình toán 1D của Volcke và cộng sự (2010) [298] ; Cema và cộng sự (2012) [299] đã được hiệu chỉnh cho phù hợp với mô hình thực nghiệm của đề tài và được áp dụng để đánh giá hiệu quả của quá trình xử lý nước thải của bể OLAND. Mô hình toán học này bao gồm một hệ 8 phương trình đạo hàm. Trong đó, 4 phương trình đầu biểu diễn: quá trình oxy hóa ammonia thành nitrit bởi vi khuẩn AOB (phương trình 3.1), tiếp theo là quá trình chuyển hóa NO2 sang NO3 bởi vi khuẩn NOB (phương trình 3.2), vi khuẩn Anammox chuyển hóa NH4 và NO2 thành khí N2 (phương trình 3.3), bên cạnh đó còn có các chủng vi khuẩn hiếu khí khác cũng tham gia vào quá trình oxy hóa ammonia (phương trình 3.4). Các phương trình còn lại (phương trình 3.5 – 3.8) lần lượt biểu diễn sự suy giảm của NH4, NO2, NO3 và COD gây ra do các chủng vi khuẩn AOB, NOB, Anammox và các chủng dị dưỡng khác. Ngoài ra, để đảm bảo tính chính xác cho quá trình tính toán, các phương trình tính lượng suy giảm (chết) của các chủng vi khuẩn cũng được tích hợp trong quá trình tính toán (phương trình 3.9 -3.12). 3.2.5.2. Hiệu chỉnh mô hình: Hiệu chỉnh mô hình là bước quan trọng nhất trong toàn bộ quá trình thiết lập mô hình. Mục đích của việc hiệu chỉnh mô hình là để có được một bộ các thông số phù hợp. Các bước tiến hành hiệu chỉnh mô hình bao gồm: (i) Mô phỏng với các tham số mô hình mặc định, (ii) Phân tích độ nhạy, (iii) Lựa chọn các thông số mô hình cần được điều chỉnh. Các tham số của hệ phương trình này được hiệu chỉnh dựa trên số liệu của thí nghiệm 2 tương ứng với 3 điều kiện DO thuộc các khoảng từ 0,4 – 0,8; 0,2 – 0,4; 0,1 – 0,2. 3.2.5.3. Kiểm định mô hình Sau khi các giá trị tham số của hệ phương trình này được thiết lập, quá trình kiểm định mô hình được thực hiện. Mục tiêu cơ bản của việc kiểm định mô hình là để so sánh dự đoán bằng mô hình được hiệu chỉnh với dữ liệu 15 thực để kiểm định những tương đồng và sự sai khác giữa kết quả dự đoán của mô hình và kết quả thực đo. Số liệu của thí nghiệm 3 (thí nghiệm thổi khí A và B) của đề tài được áp dụng cho quá trình kiểm định mô hình. 3.3. Vật liệu và phƣơng pháp phân tích 3.3.1.1. Phân tích hóa học Các phương pháp phân tích được sử dụng trong nghiên cứu này để xác định các thông số của nước thải được phân tích theo APPHA [11]. 3.3.1.2. Phương pháp xác định cộng đồng vi khuẩn Anammox - Kỹ thuật Metagenomics DNA Các kỹ thuật xác định cộng đồng vi khuẩn Anammox được phối hợp thực hiện cùng Đại học – Hàn Quốc. Mẫu bùn được lấy từ bể OLAND. Metagenomics DNA được tách chiết từ sinh khối bùn sử dụng FasDNA spin kit for soil (MP Biomedicals, OH, USA) theo hướng dẫn của nhà sản xuất. Việc khuếch đại đoạn gene 16S rDNA được thực hiện bởi công ty Macrogen (Hàn Quốc) sử dụng cặp mồi chuyên biệt V34. CHƢƠNG 4. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 4.1. Nội dung 1. Làm giàu bùn mô hình OLAND 4.1.1. Làm giàu bùn Anammox Thí nghiệm làm giàu bùn Anammox diễn ra trong 30 ngày, tải trọng nitơ đầu vào tăng dần từ 0,08 kgN/m3.ngày, 0,16 kgN/m3.ngày và 0,42 kgN/m3.ngày tương ứng với nồng độ NO2--N = NH4+-N lần lượt là 25, 50, 125 mgN/L. Hình 4.1. Diễn biến thành phần các hợp chất nitơ đầu ra ở các tải trọng nitơ đầu vào khác nhau trong thí nghiệm làm giàu bùn Anammox 16 Các tỷ lệ NO2--N /NH4+-N ~1,21, NO3--N/NH4+-N ~0,22 và TN/NH4+-N ~ 1,99 ổn định và tiệm cận với giá trị lý thuyết lần lượt là NO2--N /NH4+N=1,32, NO3--N/NH4+-N=0,26 và TN/NH4+-N =2,06. Hơn nữa quan sát bùn trong bể phản ứng thấy sau 5 ngày thí nghiệm, bùn đã bám đều trên giá thể. Kết thúc thí nghiệm làm giàu bùn anamomx, nồng độ MLSS bùn lơ lửng duy trì khoảng 2.500 mgMLSS/L và bùn giá thể 2.000 mgMLSS/L, tỷ lệ MLVSS/MLSS là 0,62, cho thấy khả năng bám giữ và tích lũy bùn của giá thể là rất tốt. 4.1.2. Làm giàu bùn AOB Giai đoạn nuôi cấy và làm giàu bùn AOB diễn ra trong 60 ngày, được thực hiện sau khi mô hình OLAND đã hoàn thành giai đoạn nuôi cấy bùn Anammox. Giai đoạn này mô hình OLAND tiếp tục được duy trì ở tải trọng đầu vào 0,42 kgN/m3.ngày với tổng nitơ đầu vào TN = NH4+-N = 250 mgN/L. Hình 4.5. Sự biến thiên nồng độ các thành phần nitơ trong đầu ra trong thí nghiệm làm giàu bùn AOB Trong giai đoạn làm giàu bùn AOB, mô hình OLAND được vận hành ở DO gới hạn từ 0,4 – 0,8 mg/L. hiệu quả xử lý tổng nitơ của mô hình OLAND trung bình đạt 83,7%, hiệu quả xử lý NH4+-N đạt 100%. Hơn nữa tỷ lệ sinh ra trên tổng nitơ tiêu thụ NO3--N/TN trung bình đạt 5,67 ± 3,37 %, thấp hơn so với tỷ lệ lý thuyết của quá trình CANON là 13%. Điều này chứng tỏ một phần nitrat sinh ra trong quá trình này đã bị loại bỏ bởi vi khuẩn khử nitrat sử dụng nguồn cacbon hữu cơ từ quá trình tự phân hủy bùn bên trong giá thể. Kết thúc thí nghiệm làm giàu bùn AOB, nồng độ MLSS của bùn trên giá thể và bùn lơ lửng trung bình lần lượt khoảng 3.200 mg MLSS/L và 3.498 mg MLSS/L; tương ứng lần lượt nồng độ MLVSS 2.022 mg MLVSS/L và 2.186 mg MLVSS/L. Tỷ lệ MLVSS/MLSS của bùn trên giá thể và bùn lơ lửng lần lượt là 0,632 và 0,625. Quá trình khuấy trộn và thổi khí được theo dõi chặt chẽ, giúp vi khuẩn Anammox và AOB phát triển tốt trong bùn lơ lửng và bùn giá thể. 17 4.2. Nội dung 2. đánh giá mô hình OLAND chế độ thổi khí liên tục ở các giá trị do khác nhau 4.2.1. Hiệu quả chuyển hóa các thành phần nitơ Sau khi bể OLAND kết thúc thí nghiệm 1 làm giàu bùn bằng nước thải nhân tạo với hiệu suất tương đối ổn định sẽ được vận hành bằng nước thải chế biến cao su đã tiền xử lý COD. Nghiên cứu trên đối tượng nước thải cao su được thực hiện ở 75 ngày thí nghiệm ở các giá trị DO khác nhau 0,4 – 0,8 mg/L, 0,2 – 0,4 mg/L, 0,1 – 0,2 mg/L. Hình 4.11. Sự biến thiên các hợp chất nitơ ở các giá trị DO khác nhau trong thí nghiệm ở nội dung 2 Ở 15 ngày đầu tiên (hình 4.11), DO được kiểm soát khoảng 0,40 - 0,80 mg/L, hiệu quả xử lý ammonia không ổn định 75 ± 25%, hiệu quả xử lý TN khoảng 63 ± 23% (n=15). Nồng độ ammonia và nitrit đầu ra còn khá cao lần lượt là 20 ± 17 (n=15) và 15,1 ± 8,0 mg N/L (n=15). Lý giải cho vấn đề này có thể có thể do: (1) thời gian lưu nước trong bể OLAND chưa đủ cho phản ứng Anammox; (2) nồng độ DO trong bể khá cao 0,40- 0,80 mg N/L gây ức chế hoạt tính Anammox. Từ ngày 16 đến ngày 30, DO được kiểm soát khoảng 0,20- 0,40 mg/L, hiệu quả xử lý đạt khá cao là 80 ± 14% (n=15) tăng khoảng 10% so với khi kiểm soát ở DO 0,40- 0,80 mg/L. Hiệu quả chuyển hoá ammonia gần như đạt 100%. Giá trị ammonia hầu như không phát hiện ở đầu ra bể phản ứng nhưng nồng độ nitrit vẫn còn cao trong bể (14,2 ± 7,8 mg/L, n=14) cho thấy cơ chất ammonia không đủ cho phản ứng Anammox nhằm loại bỏ phần nitrit còn lại. Giá trị nitrat đầu ra khoảng 6,1 ± 4,6 mgN/L (n=14) thấp hơn ở giai đoạn đầu là (11,7 ± 10,0 mg N/L, n=14), điều này chức tỏ vi khuẩn NOB vẫn tồn tại và phát triển trong bể nhưng hoạt tính đã giảm hơn so với ở giai đoạn đầu. Nhằm giảm tốc độ chuyển hoá ammonia, ức chế hoạt tính NOB trong bể, DO trong bể được kiểm soát và duy trì ớ mức 0,10- 0,20 mg/L trong bể 18 OLAND. Từ ngày 31 đến ngày 7, hiệu quả xử lý ổn định ammonia và tổng nitơ đạt được lần lượt là 100 ± 0,0% và 92 ± 2% (n=45), tương ứng với giá trị ammonia và TN đầu ra rất thấp lần lượt là 0,0 ± 0,0 mgN/L và 13 ± 4 mgN/L (n=45). Kết quả này cho thấy giá trị DO= 0,10- 0,20 mg/L là phù hợp cho kiểm soát quá trình trong mô hình OLAND xử lý nước thải chế biến mủ cao su. Trong suốt thời gian thí nghiệm 2, tỷ lệ nitrat sinh ra trên tổng nitơ tiêu thụ trung bình 6,83 ± 7,86%, thấp hơn nhiều so với ở các DO trước và thấp hơn so với tỷ lệ lý thuyết của quá trình CANON (11%) và Anammox (13%), cho thấy sự hiện diện của vi khuẩn khử nitrat. 4.2.2. Hiệu quả xử lý thành phần ô nhiễm chất hữu cơ COD Thí nghiệm tiến hành khảo sát hiệu quả xử lý COD cũng như so sánh tốc độ tiêu thụ COD với tốc độ tiêu thụ COD theo lý thuyết do loại bỏ nitrat chuyển hóa từ quá trình Anammox để đánh giá sự ảnh hưởng của COD trong mô hình OLAND. Hình 4.14. Nồng độ COD đầu vào và ra ở giá trị DO khác nhau trong thí nghiệm ở nội dung 2 Hình 4.14 biểu diễn nồng độ COD đầu vào, đầu ra và hiệu suất xử lý COD ở giá trị DO khác nhau trong thí nghiệm 2. Nồng độ COD đầu vào cũng không ổn định và dao động từ 47 – 80 mg/L. Việc dao động nồng độ COD đầu vào là do tùy vào các thời điểm sản xuất và mùa trong năm, làm cho hiệu quả tiền xử lý COD ở nhà máy xử lý nước thải không ổn định. Hiệu quả xử lý COD trung bình đạt 49 ± 17%. Hiệu quả xử lý COD ở giá trị DO từ 0,4 – 0,8 mg/L, 0,2 – 0,4 mg/L và 0,1 – 0,2 mg/L lần lượt là ± 9%, 66 ± 11% và 56 ± 7%. Nồng độ COD đầu ra trung bình của trong suốt thời gian thí nghiệm 2 là 30 ± 13 mg/L, 31 ± 13 mg/L ở DO từ 0,4 – 0,8 mg/L, 47 ± 16 mg/L ở DO từ 0,2 – 0,4 mg/L và 25 ± 6 mg/L ở DO từ 0,1 – 0,2 mg/L, đều thấp so với QCVN 01-MT:2015/BTNMT, cột A (COD = 75 mg/L).
- Xem thêm -

Tài liệu liên quan