Xử lý nước rỉ rác bằng quy trình công nghệ mới

BÀI GIỮA KÌ
MÔN: ỨNG DỤNG CÁC PHƯƠNG PHÁP
HÓA LÝ TRONG XỬ LÝ MÔI TRƯỜNG
Giáo viên hướng dẫn: TS. NGUYỄN THỊ DIỆU CẨM
Họ tên

: Nguyễn

Hữu Chơn

Huỳnh Hữu Điền

Nhóm 1 – Bài 1


Xử lý nước rỉ rác bằng quy trình công nghệ mới
Tóm tắt
Xử lý bậc cao nước rỉ rác từ bãi rác thành phố nằm ở miền nam Trung Quốc
(Jiang-men) được thực hiện trong một nhà máy quy mô bằng cách sử dụng một
quy trình mới. Quá trình kết hợp phản ứng (SBR) vai trò như là xử lí thứ nhất, với
chất keo tụ poly ferric sunfat (PFS) cùng với hệ thống Fenton như xử lý thứ hai,
và cặp bộ lọc sục khí sinh học (UBAFs) song song như xử lí cấp 3. Hiệu quả loại
bỏ toàn bộ các nhu cầu oxy hóa học (COD) trong quá trình này là 97,3%, với dòng
ra COD ít hơn 100 mg / L. Hiệu quả loại bỏ ammonia (N-NH 3) lên đến 99% đạt
được trong SBR, với dòng ra nhỏ hơn 3 mg/L, đáp ứng các tiêu chuẩn thải (≤25 mg
/ L) với xử lí ban đầu. Phốt pho tổng (TP) và chất rắn lơ lửng (SS) trong nước thải
cuối cùng đã được giảm xuống tương ứng còn dưới 1 mg/L và 10 mg/L. Các thử
nghiệm thu được trong hoạt động và bảo dưỡng cho thấy hiệu suất ổn định hơn của
quy trình kết hợp này. Phân tích kinh tế cho thấy rằng chi phí vận hành tổng thể
của xử lí tiên tiến là 2,70 $ / m3. Quy trình kết hợp mới này đã được chứng minh là
rất phù hợp và hiệu quả trong nhà máy xử lý nước rỉ rác quy mô nhỏ và được

khuyến khích áp dụng trong các nhà máy xử lý nước rỉ rác rác quy mô nhỏ.

1. Giới thiệu
Bãi rác là một trong những phương pháp được sử dụng rộng rãi nhất cho các xử lý
chất thải rắn đô thị (MSW). Có đến 95% trong tổng số MSW thế giới được xử lý
tại bãi rác [1,2]. Mặc dù một số phương pháp xử lý triển vọng, như: đốt và ủ, được
sử dụng ngày nay, không phải tất cả MSW có thể được ủ hoặc thiêu hủy; sự đốt để
lại một dư lượng khoảng 10-20% phải được chôn lấp [3].
Nước rỉ ra từ các bãi chôn lấp là nước thải có độ bền cao mà có thể chứa một lượng
lớn các chất hữu cơ và vô cơ cần xử lý, như amoniac, kim loại nặng, chất hữu cơ
chứa clo và muối hữu cơ, vô cơ. Nước thải chưa qua xử lý có thể thấm vào mạch
nước ngầm hoặc trộn với nước bề mặt và góp phần vào sự ô nhiễm đất, nước bề
mặt, và nước ngầm [4]. Những mối nguy hiểm lớn của nước rỉ rác đã được khẳng
định, cần thiết phải xử lí nó đáp ứng các tiêu chuẩn xả vào cống hoặc vào vùng
nước tự nhiên.
Tuy nhiên, các yêu cầu xả nghiêm ngặt hơn đang tiếp tục được áp dụng liên quan
đến đất và nước bề mặt, việc xử lý bãi rác trở thành một mối quan tâm cả về môi
trường và kinh tế, trong đó tiêu chuẩn thải khắt khe hơn áp đặt chi phí lớn hơn để
xử lí. Vì vậy, rất quan trọng để xác định lựa chọn xử lí thích hợp nhất cũng như các


điều kiện hoạt động tối ưu cần thiết để đạt được khả năng tương thích trong quy
trình xử lí kết hợp và loại bỏ tối đa chất gây ô nhiễm từ bãi rác.
Trong nhiều năm, phương pháp xử lí sinh học thông thường và phương pháp hóa lý
cổ điển được coi là công nghệ thích hợp nhất cho việc điều khiển và quản lý nước
thải có độ bền cao như bãi rác [5]. Kỹ thuật khác nhau, chẳng hạn như SBR và sự
biến đổi của nó [6-10], tăng lưu lượng lớp bùn kị khí (UASB) [11-13], tạo bông keo tụ [14-17], hấp phụ [18,19], thoát khí [20 -22], đã được sử dụng để xử lí các
bãi rác. Đối với phân hủy sinh học bãi rác (BOD 5 / COD > 0,3), các kỹ thuật sinh
học có thể có hiệu quả trong việc loại bỏ đồng thời của carbon hữu cơ và nitơ. Sau
đó xử lý hóa lý được dùng như một bước tinh chế ổn định cho dòng ra của nước rỉ

rác được xử lý sinh học.
Tuy nhiên, với già hóa bãi chôn lấp rác và với nước rỉ rác ổn định hơn, cũng như
với các tiêu chuẩn thải nghiêm ngặt hơn, phương pháp xử lí sinh học thông thường
theo sau là phương pháp hóa lý cổ điển không còn phù hợp để đạt được mức độ
làm sạch cần thiết để giảm những tác động tiêu cực của nước thải vào hệ sinh thái
và con người. Điều này cho thấy để đáp ứng các tiêu chuẩn mới, tiếp tục xử lí là
cần thiết hoặc phải tìm các giải pháp xử lí mới.
Công nghệ màng, đặc biệt là thẩm thấu ngược (RO), một trong những quy trình
mới triển vọng, là một thay thế hiệu quả hơn các phương pháp thông thường để xử
lí nước thải. Nhưng công nghệ màng có hạn chế rõ ràng chưa được giải quyết: ứng
dụng rộng rãi bị hạn chế do chi phí đắc và bản quyền thuộc châu Âu, tắc nghẽn
màng, thời gian sử dụng ngắn làm giảm năng suất hoạt động và tập trung lượng lớn
chất thải không sử dụng được và cần tiếp tục xử lí.
Quá trình Fenton đã được đề xuất và nghiên cứu rộng rãi trong những năm gần đây
[23-30] và được xác nhận là một thay thế hiệu quả cao cho phân hủy chất hữu cơ
khó phân hủy trong nhiều loại nước thải, bao gồm cả nước thải bãi rác. Với quá
trình Fenton, phần lớn các chất hữu cơ cao phân tử bị thoái hóa và một phần bị loại
bỏ, cải thiện phân hủy sinh học. Khả năng của quá trình oxy hóa hóa học là chuyển
đổi các hợp chất khó phân hủy thành các hợp chất dễ phân hủy sinh học hơn, sau
đó có thể được loại bỏ thông qua xử lý sinh học tiếp theo, đã được báo cáo [31,32].
Các công nghệ UBAF được phát triển rộng rãi do ưu thế của nó, chẳng hạn như
lượng vết nhỏ và hiệu suất tuyệt vời với mức hoạt động cao hơn nhiều so với quá
trình sinh học thông thường, với hiệu suất loại bỏ và công suất cao cho các chất
hữu cơ chứa cacbon, nitơ tổng (TN), amoniac và SS [33]. Vì vậy, dòng ra xử lí
Fenton có thể được làm sạch bởi UBAF. Tuy nhiên, các báo cáo ứng dụng của chất


phản ứng Fenton hoặc các quy trình kết hợp phản ứng Fenton để xử lý nước rỉ rác
thực tế rất hiếm hoi.
Sử dụng SBR xử lý sơ cấp, keo tụ PFS và hệ thống Fenton xử lý thứ cấp và UBAF

như xử lí thứ ba là một cách tiếp cận mới, kết hợp để xử lí nước rỉ rác. Mục đích
của chúng tôi là để đánh giá tính khả thi và khả năng tương thích của quá trình
nhiều giai đoạn để xử lí tiên tiến nước rỉ rác tại một nhà máy quy mô toàn diện
nhằm làm giảm nồng độ các chất hữu cơ, phốt pho và nitơ.

2. Vật liệu và phương pháp
2.1. Đặc điểm nước rỉ bãi rác
Các bãi rác đã hoạt động được 10 năm và nằm ở Giang Môn, một thành phố ở
miền Nam Trung Quốc. Tổng diện tích của bãi rác là 140.000 m 2 và khoảng 750
tấn chất thải rắn đô thị được xử lý hàng ngày. Nước rỉ ở bãi rác khoảng 150-200 m 3
/ ngày. Nó đã được thu thập trong bể với dung tích 8000 m 3 và sau đó được xử lý
tại bãi rác. Thành phần của nước rỉ bãi rác khác nhau tùy thuộc nhiều vào mùa, và
đặc biệt là độ tuổi của bãi rác. Trung bình đặc điểm hóa lý của nước rỉ rác thô dựa
trên số liệu thống kê 3 năm được thể hiện trong Bảng 1. Đó là một hỗn hợp chất
kiềm đen sậm. Trung bình tỷ lệ BOD 5 / COD là dưới 0,2 cho thấy phân hủy sinh
học thấp. Thành phần chính khác có trong nước thải là ammonia và clorua.

2.2. Xử lý SBR (Sequencing batch reactor)
Không khí được cung cấp bởi máy nén khí qua ống dẫn không khí và thông gió
vào đáy của bể phản ứng, và khuấy cơ học được thực hiện bởi cánh quạt thẳng
đứng. Bùn được rút ra bởi xiphon, và thời gian lưu trữ chất rắn được kiểm soát ở
mức khoảng 20 ngày. Các lò phản ứng hoạt động ở nhiệt độ khí quyển, và đồng
thời làm đầy và trộn trong 1h, khuấy cơ học 4h, sục khí 5h, khuấy cơ học 2h, sục
khí 3h, lắng 8h, và gạn nước 1h. Các quá trình này được điều khiển tự động. Bùn
được lấy mẫu và kiểm tra thường xuyên để đánh giá hiệu suất của SBR.


Bảng 1: Thành phần trung bình nước rỉ rác.

2.3. Chất keo tụ PFS

Các dịch nổi từ SBR được tập hợp trong một bể đệm và sau đó đưa vào ngăn keo
tụ, keo tụ với thể tích làm việc 55 m 3. Chất keo tụ PFS được trộn với nước rỉ trong
ống dẫn trước khi được bơm vào bể. Sự keo tụ và sa lắng được thực hiện. Một đập
đã được cố định ở cuối bể cho tách bông keo tụ. Thời gian lưu nước (HRT) được
kiểm soát ở mức khoảng 5,5 h. Liều lượng chất keo tụ được xác định bằng Jar Test
khi một mẻ mới của chất keo tụ được sử dụng, hoặc chất lượng nước từ nước thải
SBR thay đổi đáng kể, hoặc khi nhiệt độ thay đổi do chuyển mùa. Không cần điều
chỉnh pH trước khi keo tụ.

2.4. Hệ thống Fenton
Nước rỉ rác xử lí PFS sau đó được đưa vào hệ thống Fenton để tiếp tục xử lí. Quá
trình Fenton bao gồm bốn giai đoạn: quá trình oxy hóa, trung hòa, tạo bông, và sa
lắng. Hoạt động liên tục trong khoảng 8h mỗi ngày sau khi tiếp nhận nước thải xử
lí PFS. Trong quá trình oxy hóa, sắt sulfate và hydrogen peroxide được thêm vào
trong bể phản ứng 55 m3 cho quá trình oxy hóa. Cuối của quá trình oxy hóa, thực
hiện trung hòa bằng cách bổ sung NaOH. Điều kiện pH khoảng 7,0 - 8,0. Sau đó,
một số lượng nhỏ của poly-acrylamide (PAM: 0,2%, w/w) được thêm vào và trộn
trong đường ống máy trộn để thực hiện tạo bông. Cuối cùng, dung dịch lắng trong
bể lắng. Dung dịch sau lắng cặn từ xử lí Fenton tràn một con đập ở cuối bể. Dung
tích làm việc của bể lắng là 55 m3, và HRT được kiểm soát ở mức 5,5h.


2.5. Phương pháp lọc UBAF (Upflow biological aerated filters)
Phương pháp lọc được thực hiện bởi hai UBAF song song. Nước rỉ rác xử lý
Fenton được tập hợp trong một bể đệm và sau đó được bơm vào BAFs cho xử lí
cuối cùng. Hai UBAF là của cùng một thiết kế, mỗi thể tích làm việc là 25 m 3. Vật
liệu gốm và kích thước dao động từ 3 mm đến 5 mm. Không khí được đưa vào các
bể phản ứng từ phía dưới và lượng không khí được điều khiển bằng một đồng hồ
đo lưu lượng không khí.
HRT được duy trì khoảng 3h, và tỷ lệ khí sục vào nước khoảng 5:1. Làm sạch lại ở

các bể phản ứng được xác định bởi chất lượng dòng ra. Quá trình xử lí nước thải rỉ
rác được phác họa trong hình. 1.

Hình 1: Sơ đồ quy trình xử lí nước rỉ rác bậc cao.

2.6. Phương pháp phân tích
Đo lường cho hàm lượng COD, amoni, TP trong dòng vào và dòng ra ở từng đơn
vị hoạt động được thực hiện bằng cách sử dụng phương pháp chuẩn [34]. Các
thông số khác, chẳng hạn như nhu cầu oxy sinh hóa 5 ngày (BOD 5), pH, độ kiềm,
màu sắc, nhiệt độ, oxy hòa tan (DO) và chất rắn lơ lửng dễ bay hơi (VSS) được
theo dõi thường xuyên.

2.7. Phân tích kinh tế
Chi phí vận hành tổng thể của quy trình nhiều giai đoạn này cho xử lý bậc cao
nước rỉ rác, bao gồm cả các chất phản ứng và năng lượng tiêu thụ trong từng đơn
vị, được đánh giá và sau đó là tính khả thi đã được đánh giá bằng cách so sánh với
các quy trình kết hợp khác.


3. Kết quả
3.1. Xử lí SBR
Nước rỉ rác được tập hợp trong hồ điều tiết được đưa vào SBR cho xử lí sơ cấp.
Hình.2 cho thấy sự biến đổi COD trong SBR dòng vào và dòng ra. Có những biến
động lớn COD dòng vào, mà dao động từ 930 mg/L và 9000 mg/L, như thể hiện
trong hình.2. Có nhiều yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng của nước rỉ rác, tuổi bãi
rác, lượng mưa, mùa, loại chất thải và thành phần [5].

Hình2. Hàm lượng COD dòng vào và dòng ra trong giai đoạn vận hành.
Trong trường hợp này, sự biến động COD chủ yếu liên quan đến thời tiết các mùa
và loại chất thải. Cần lưu ý rằng sự gia tăng mạnh của COD dòng vào từ ngày 170200 chủ yếu là do sự pha trộn của các cặn nổi trên bề mặt với nước rỉ rác thô trong

một tháng. Việc loại bỏ COD của SBR khá ổn định, với mức trung bình hiệu quả
loại bỏ 76% và COD dòng ra trung bình là 640 mg / L mặc cho sự biến động COD


trong nước thải thô. Những thay đổi nhỏ trong nước thải COD trong quá trình
chuyển đổi theo mùa (ngày 26-40, ngày 100-121, và ngày 167-189) chỉ ra rằng
biến đổi nhiệt độ gây ảnh hưởng đáng kể nhưng không nghiêm trọng đến xử lí sinh
học. Các yếu tố bất lợi lớn nhất là nhiệt độ thấp hơn (5-15◦C) vào mùa đông,
nhưng không phá vỡ hệ thống. Tỷ lệ BOD 5 / COD của phần nổi của SBR là ít hơn
0,05 (số liệu không hiển thị), gần như không phân hủy sinh học, do đó, cần xử lí
bằng phương pháp hóa lí.
Sự biến đổi của nồng độ amoniac dòng vào và dòng ra của SBR được hiển thị
trong hình.3. Sự tăng lên của amoniac dòng ra đã được quan sát bởi vì sự thay đổi
nhiệt độ khi mùa đông đến (ngày 38-43). Tuy nhiên, sau một vài ngày cho thích
ứng, amoniac dòng ra giảm xuống một cách nhanh chóng.

Hình 3. Hàm lượng amoniac dòng vào và dòng ra của SBR trong giai đoạn vận
hành.


Loại bỏ amoniac đạt được hiệu quả cao trong suốt thời gian hoạt động (trừ ngày
38-43), ngay cả khi ammoniac dòng vào tăng cao đến 1500 mg / L. Hiệu suất xử lý
trung bình vượt quá 99%, với dòng ra trung bình dưới 3 mg / L. Amoniac dòng ra
đạt các tiêu chuẩn xả thải của địa phương (≤25 mg / L), không cần xử lí ammoniac
trong quá trình tiếp theo. Sự pha trộn của cặn nỗi với nước thải thô từ ngày 170
-200 ít ảnh hưởng đến chuyển đổi amoniac.
Việc xử lí SBR không chỉ có hiệu quả cho việc chuyển đổi amoniac, mà còn rất
hữu ích để loại bỏ phốt pho . Hình.4. thấy sự thay đổi TP trong xử lí SBR.
Khi TP dòng vào dao động từ 7 mg/L đến 18 mg/L, TP dòng ra ít hơn 5 mg/L và
hiệu suất loại bỏ trung bình là 81%. Xử lí thêm photphat là cần thiết, vì TP trong

SBR dòng ra đôi khi vượt quá mức cho phép xả <3 mg/L.

Hình 4. Hàm lượng TP dòng vào và dòng ra của SBR trong giai đoạn vận hành.


pH và độ kiềm là những chỉ số của quá trình nitrat hóa và hiệu suất khử nitơ trong
xử lý sinh học. pH và thay đổi độ kiềm được hiển thị trong hình 5 và 6. Hình 5 cho
thấy rằng pH dòng vào (khoảng 7,9-9,1) cao hơn ở dòng ra (khoảng 5,5-8,5), ngoại
trừ từ ngày 170-200, khi pH tăng đột ngột từ 7,0 đến trên 8.0. Hình 6 cho thấy độ
kiềm dòng vào luôn cao hơn so với độ kiềm dòng ra, và sự tương tự trong độ kiềm
dòng ra có thể được tìm thấy từ ngày 170-200.

Hình 5. pH dòng vào và dòng ra của SBR trong giai đoạn vận hành.


Hình 6. Độ kiềm dòng vào và dòng ra của SBR trong giai đoạn vận hành.
Nitrat hóa tạo H+ và giảm tính kiềm, trong khi nitơ hóa tiêu thụ H + và tạo kiềm. Vì
vậy, trong giai đoạn này, sự gia tăng carbon hữu cơ (trong hình. 2) do việc bổ sung
các cặn bề mặt dòng vào là kết quả trong việc hoạt hóa hiệu suất khử nitơ, và đồng
thời dẫn đến sự gia tăng của pH dòng ra và độ kiềm. Cần lưu ý rằng sự gia tăng ổn
định của pH dòng ra SBR từ ngày 130-170 chủ yếu là do sự sụt giảm của amoniac
(Hình 3) và giảm bớt quá trình nitrat hóa.

3.2. PFS keo tụ kết hợp với hệ thống Fenton
Việc xử lý hóa lý nước rỉ rác sau xử lý SBR rất cần thiết vì phân hủy sinh học cực
kỳ thấp. PFS keo tụ thường được sử dụng để loại bỏ các chất lơ lửng và chất keo
đó là một nhóm quan trọng của hợp chất chịu nhiệt chứa trong nước thải xử lý sinh
học. Một hệ thống Fenton kế tiếp được sử dụng để loại bỏ các chất hữu cơ hòa tan
vẫn còn lại trong nước rỉ rác bằng cách keo tụ.

Hình 7 cho thấy sự biến đổi COD trong các hệ thống xử lý thứ cấp. Khi dòng vào
COD dao động từ 330 mg / L đến 1050 mg / L, keo tụ PFS dòng thải thường được
duy trì với COD giữa 200 mg / L và 300 mg / L, trừ ngày 43-47, vì sự gia tăng
trong dòng thải SBR và giữa ngày 196 và 200, vì sự kém chất lượng của chất keo
tụ. Hiệu quả xử lý COD trung bình là 63%. Các COD của nước thải Fenton xử lý
ổn định nằm trong khoảng từ 80 mg / L đến 200 mg / L, với hiệu suất trung bình
khử COD là 41%. Vấn đề chất lượng của chất keo tụ PFS giữa ngày 196 và 200 đã
dẫn đến sự gia tăng COD trong cả PFS keo tụ và nước thải xử lý Fenton. Vấn đề
này chỉ ra rằng PFS keo tụ là điểm quan trọng trong xử lý hóa lý để loại bỏ các
chất hữu cơ khó phân hủy.

Hình 7. Nồng độ COD trong dòng vào và dòng ra của PFS keo tụ và hệ thống
Fenton trong giai đoạn vận hành.


Kết quả của việc loại bỏ TP từ nước rỉ rác xử lý SBR bằng cách xử lý keo tụ PFS
và hệ thống Fenton được đưa ra trong hình 8. TP trong keo tụ PFS dòng thải ít hơn
1.5 mg / L, thấp hơn tiêu chuẩn xả thải 3mg / L, với hiệu quả khử TP trung bình
76%. TP được tiếp tục xử lý bằng cách xử lý Fenton, với một nồng độ trung bình ít
hơn 0,3 mg / L. Các kết quả được hiển thị trong hình 8 cho thấy việc xử lý vi sinh
cùng với kết tủa hóa học để loại bỏ phốtpho là cực kỳ hiệu quả.

Hình 8. TP thay đổi trong dòng vào và dòng ra của PFS keo tụ và hệ thống Fenton
trong giai đoạn vận hành.


Sự biến đổi pH trong hệ thống xử lý thứ cấp được hiển thị trong hình 9. Độ pH của
nước thải xử lý PFS thấp hơn nhiều so với dòng vào, vì quá trình thủy phân của
PFS sản xuất H +. Trong hệ thống Fenton, quá trình oxy hóa đòi hỏi một pH ban

đầu giữa 3 và 5, pH nước thải PFS đáp ứng được yêu cầu này. Trước khi tạo
bông, điều chỉnh độ pH được thực hiện vì PAM tạo bông cần một độ pH trên 7.0.
Nước thải từ hệ thống Fenton có pH giữa 6,5 và 9.0, thích hợp cho xử lý theo
UBAF.

Hình 9. pH thay đổi trong dòng vào và dòng ra của PFS keo tụ và hệ thống Fenton
trong giai đoạn vận hành.

3.3. Lọc UBAF
Để đảm bảo rằng COD nước thải cuối cùng dưới 100mg / L, hệ thống UBAF được
sử dụng như một bước tinh chỉnh cho quá trình xử lý hóa lý. COD xử lý dòng ra
UBAF1 và UBAF2 được thể hiện trong hình 10. COD trong dòng thải của UBAF1


và UBAF2 luôn ở mức dưới 100mg / L (ngoại trừ trong thời kỳ bị tác động bởi các
chất tạo bông mạnh mẽ trong nước rỉ rác và các vấn đề chất lượng chất trợ keo tụ),
hiệu quả trung bình COD đạt được 37,5% và 36,5%.
Độ pH của nước thải xử lý Fenton được kiểm soát trong phạm vi 7,0 - 8,5 sau đó
xử lý UBAF. Nước thải của UBAF được tập hợp ở hồ và có thể được thải trực tiếp
vào nguồn nước. Cá có thể sống trong hồ.

Hình 10. COD thay đổi trong dòng vào và dòng ra của UBAF1 và UBAF2 trong
giai đoạn vận hành.

4. Thảo luận
4.1. Quá trình phân tích
4.1.1. Phân tích quá trình lựa chọn
Việc lựa chọn quy trình xử lý bậc cao là trọng yếu để đáp ứng các tiêu chuẩn xả
thải. Các SBR được sử dụng như một tiền xử lý, loại bỏ thô cacbon, nitơ, phốt pho,
màu sắc và SS đến một phạm vi tương đối thấp. Nó tạo điều kiện cho xử lý hóa lý

tiếp theo và làm giảm chi phí của chất phản ứng trong keo tụ và trong quá trình oxy
hóa nâng cao (AOPs). Việc lựa chọn trình tự cũng quan trọng đối với loại bỏ đồng


thời của cacbon, nitơ và phốt pho. Trong này trình tự xen kẽ khí và kỵ khí được sử
dụng. Các môi trường khí luân phiên và điều kiện thiếu oxy tạo ra bởi trình tự này
góp phần vào sự đa dạng của thực vật trong bùn hoạt tính, cho phép các vi sinh vật
khác nhau thực hiện các chức năng cụ thể cho việc loại bỏ riêng biệt chất gây ô
nhiễm. Việc xử lý hóa lý dược dùng làm xử lý thứ cấp, bởi vì dòng ra SBR có phân
hủy vi khuẩn thấp mà xử lý sinh học thêm sẽ không có hiệu quả. Keo tụ và oxy hóa
hóa học được đề nghị trong số các phương pháp (chẳng hạn như kết tủa hóa học,
hoạt tính hấp phụ carbon, và quy trình màng), cho xử lý nước rỉ rác [35, 36]. Trong
lượng tương đối nhỏ của nước rỉ rác được xử lý (khoảng150-200m 3 / ngày), keo tụ
và oxy hóa hóa học có tính khả thi. Vì vậy, keo tụ và oxy hóa hóa học đã được
chọn là quá trình xử lý thứ cấp.
Việc lựa chọn chất keo tụ được xác định bởi hiệu quả xử lý chất ô nhiễm và chi
phí. Kiểm tra trong phòng thí nghiệm và nghiên cứu thí điểm chỉ ra rằng PFS nên
được chọn cho hiệu quả kết hợp bông keo tụ của nó, lắng bùn tuyệt vời và chi phí
khá thấp. Đồng thời PFS keo tụ có thể làm giảm chi phí xử lý AOP tiếp theo. Và
nước rỉ rác xử lý PFS là tương thích với hệ thống Fenton, vì nước thải có tính axit
của PFS xử lý keo tụ là phù hợp dòng chảy đến hệ thống Fenton (pH ban đầu tối ưu
của Fenton là giữa 3 và 4, và nó phải dưới 6). Vì vậy, không cần điều chỉnh pH ban
đầu.
Fenton oxy hóa thường được xem xét khi xử lý nước rỉ rác với quá trình oxy hóa
hóa học. Quá trình oxy hóa Fenton có thể phá vỡ hoặc sắp xếp lại cấu trúc phân tử
của vật chất hữu cơ và chuyển đổi các hợp chất hữu cơ không thể phân hủy sinh
hoc thành dạng phân hủy sinh học [37]. pH ban đầu, liều lượng thuốc thử của
Fenton và thời gian phản ứng là các điều chỉnh quan trọng của hệ Fenton, trong đó
thuốc thử của hệ Fenton được thêm vào cũng tác động đến hiệu quả xử lý. Chúng
ta thêm sulfat sắt, dung dịch peroxide hydrogen, dung dịch NaOH thêm vào để

hiệu chỉnh pH, cuối cùng PAM được bổ sung cho tạo bông. Kinh nghiệm cho thấy
rằng nếu dung dịch hydrogen peroxide đã được bổ sung trước các ferrous sulfate,
việc loại bỏ COD giảm 11%.
UBAF có khả năng chặn vật lý và phân hủy sinh học các chất ô nhiễm, như là bước
cuối của quy trình xử lý tiên tiến. Hệ thống nước thải Fenton có màu vàng nhạt
(không thể tránh khỏi, vì dư lượng nhỏ sắt) và các chất hữu cơ phân hủy sinh học
tương đối nhiều hơn, sử dụng UABF có thể chặn chất và phân hủy sinh học để
giảm các màu còn lại và COD, đảm bảo chất lượng nước đáp ứng các tiêu chuẩn
thải.


4.1.2. Phân tích khả năng tương thích quy trình
Bản tóm tắt các thông số chính trong mỗi mẫu xử lý được thể hiện trong Bảng 2.
Bảng 2 cho thấy rằng xử lý SBR là không thể thiếu trong quy trình nhiều giai đoạn
này, cho hiệu quả cao loại bỏ carbon phân hủy sinh học (76%), chuyển đổi
ammoniac (> 99%) và loại bỏ phốt pho (81%), trong hiệu quả chi phí. Nước thải
amoniac (≤3mg / L) ít hơn so với yêu cầu xả (≤25mg / L) ngay từ xử lý giai đoạn
đầu tiên này. Màu sắc của nước rỉ rác thô chuyển từ đen sang nâu, và SS và sulfate
cũng đã giảm đáng kể sau khi xử lý SBR.
Table2
Major parameters of advanced treatment in each unit operation.

PFS keo tụ rất quan trọng để loại bỏ chất hữu cơ khó phân hủy sinh học. Các dữ
liệu (Hình. 7 và 8) trong suốt thời gian 43-47 ngày và 196-200 ngày cho thấy rõ
hiệu quả khi keo tụ là không đủ tốt, xử lý tiếp theo là không hiệu quả. Vì vậy, là
cần thiết để kiểm soát sự keo tụ PFS một cách hiệu quả, và các vấn đề phải được
tránh bằng cách kiểm tra hàng ngày. Sau khi xử lý keo tụ PFS, COD trung bình
được giữ ở 230 mg / L, và màu sắc đã được giảm xuống 40 ◦. TP trong nước thải
PFS keo tụ ít hơn 1.5mg / L, đáp ứng các tiêu chuẩn xả thải của địa phương
(≤3mg / L). Hệ thống Fenton là điều cần thiết cho sự chuyển đổi của chất hữu cơ

hòa tan khó phân hủy sinh học mà không thể bị loại bỏ bằng kết tủa bằng các hình
thức phân hủy khác. COD được tiếp tục giảm đến khoảng 140mg / L, và phân hủy
sinh học của nước thải đã tăng từ 0,05 đến 0.17 và có thể xử lý sinh học tiếp theo.
Lọc UBAF như một xử lý lần cuối cần thiết và hiệu quả để thực hiện việc ngăn
chặn chất và chức năng phân hủy sinh học tiếp tục giảm COD dưới 100mg / L.


Dòng nước với màu sắc ít hơn 4 ◦ và SS dưới 10mg / L thu được. Sự phù hợp tuyệt
vời của quy trình nhiều giai đoạn đã được chứng minh.
Cần lưu ý rằng PFS keo tụ và quá trình Fenton cho thấy sulfate và sắt trong nước
thải được xử lý. Mặc dù sắt được loại bỏ bằng cách trung hòa và giàn mưa, sulfate
vẫn còn. Nồng độ sulfate tăng lên đến 500-800 mg / L trong nước thải PFS keo tụ,
và 1000 -1500 mg / L trong nước rỉ rác được xử lý Fenton, và 900-1400 mg / L
trong UBAF. Mối nguy hại tiềm ẩn từ sulfate là H 2S phát sinh khi nó hiện diện
trong môi trường yếm khí. Một số nghiên cứu làm giảm sulfat [38, 39] đã được
thực hiện vì lợi ích của sự an toàn. Để tìm ra các chất thay thế tối ưu cho PFS và
sulfate sắt việc tiếp tục nghiên cứu là cần thiết.

4.2. Hoạt động và bảo trì của hệ thống xử lý tiên tiến
Khi nước rỉ rác có chứa lượng lớn amoniac (ammonia thường trên 1100 mg / L), và
nồng độ cao amoniac là độc hại đối với vi khuẩn, hồi lưu từ cuối tới đầu của SBR
là cần thiết cho nước rỉ rác thô. Một vấn đề khác cần phải tránh là, khi một lượng
lớn amoniac được chuyển đổi bởi quá trình nitrat hóa trong cùng thời gian carbon
phân hủy sinh học thì không đủ để khử nitơ, độ pH giảm mạnh và độ kiềm trở nên
không đủ để chuyển đổi amoniac còn lại, bổ sung vôi là cần thiết để cân bằng độ
pH và độ kiềm cân bằng đó là thích hợp để nitrat hóa.
Các tính chất bùn được theo dõi thường xuyên bởi các thông số SS, khối lượng bùn
(SV), chỉ số bùn tích (SVI) và VSS. Quan sát bằng kính hiển vi được tiến hành để
đánh giá hiệu suất của bùn trong điều kiện của các loài sinh vật đơn bào. Khi bùn
được vận hành tốt, các sinh vật đơn bào có lông nhỏ là chi phối, và các lông nhỏ

gắn với các hạt bông keo tụ với một thân cây, chứ không phải là các lông nhỏ bơi
tự do, là những chỉ số tốt nhất của một bùn ổn định.
Bởi vì PFS keo tụ và xử lý Fenton rất nhạy cảm với bất kỳ thay đổi trong chất
lượng nước thải tại các bộ phận trên, phải chú ý đến những thay đổi trong chất
lượng nước thải ở từng đơn vị hoạt động. Vì vậy, mẫu kiểm tra phải để lại xác định
liều lượng của PFS và thuốc thử của Fenton khi hiệu quả xử lý giảm. Chất lượng
chất keo tụ và liều dùng nên được xác định bằng xét nghiệm định kỳ. Bởi vì các
thuốc thử được sử dụng trong keo tụ và trong hệ thống Fenton có tính ăn mòn cao,
nước phải được sử dụng để rửa đường ống dẫn các thuốc thử sau khi được bơm.
Hai yếu tố kiểm soát chính cho lọc UBAF là HRT và tỷ lệ nước với không khí.
Chúng cần phải được điều chỉnh theo chất lượng nước thải từ các bộ phận trước
đó. Kiểm tra toàn diện cho thấy HRT tốt nhất là 3h, và tỷ lệ không khí với nước là


5: 1 khi các đơn vị trước đó đều hoạt động tốt, được thống nhất với việc nghiên
cứu trong phòng thí nghiệm và thí điểm. Rửa ngược cần thiết khi chất lượng nước
thải giảm. Kinh nghiệm tiết lộ rằng trong 3 tuần khoảng cách giữa các rửa ngược
của UABF đáng kỳ vọng.
Bùn tạo ra từ các SBR và keo tụ hóa học và tạo bông bị loại bỏ bởi tấm và khung
lọc, và sau đó chôn lấp.

4.3. Phân tích kinh tế
Việc tiêu thụ các thuốc thử được liệt kê trong Bảng 3. Bảng 3 cho thấy rằng tổng
chi phí các thuốc thử là 1,37 $ / m 3. Điện năng tiêu thụ trung bình điện là 1940
(kWh) / ngày, và việc định giá điện bình là $ 0.12 / (kWh). Chi phí năng lượng
trung bình là 1,33 $ / m 3 cho một ngày khối lượng nước thải 175m 3 / ngày.
Table 3
Reagents cost in each unit for advanced treatment.

Vì vậy, các chi phí vận hành tổng thể là 2,70 $ / m 3, là chấp nhận được cho xử lý

bậc cao của bãi rác. Chi phí sử dụng xử lý bậc cao màng lên đến $ 5-7 / m 3. Trong
một bãi rác quy mô nhỏ, nhà máy xử lý nước thải, quy trình nhiều giai đoạn này đã
được chứng minh là một sự thay thế hiệu quả cho vận hành thành công và quản lý
nước thải có độ bền cao.

5. Kết Luận
1. Là một xử lý ban đầu, xử lý SBR là một phương pháp hiệu quả cho loại bỏ đồng
thời bằng cách phân hủy sinh học carbon, amoniac và phốt pho. Các hiệu quả loại
bỏ trung bình của COD, ammoniac và TP trong SBR tương ứng là 76%, > 99% và
81%. Nồng độ amoniac đáp ứng các tiêu chuẩn thải chỉ sau xử lý cơ bản này.
2. PFS keo tụ và hệ thống Fenton được dùng như là phương pháp xử lý thứ cấp cho
các nước rỉ rác không thể phân hủy sinh học từ SBR. Hiệu quả xử lý COD trung
bình trong PFS keo tụ và hệ thống Fenton là 63% và 41%, với nồng độ COD trung


bình 140mg / L và một màu dưới 10 ◦ trong nước thải xử lý Fenton. Phốt pho đã bị
loại thêm bởi các xử lý thứ cấp, và dòng thải với TP ít hơn 0,5mg / L đã đạt được.
3. Hai UBAF, có khả năng chặn vật lý và phân hủy sinh học chất gây ô nhiễm, hoạt
động như là bước cuối cùng của quy trình kết hợp xử lý bậc cao. Hiệu quả COD
trung bình đạt được 37,5% trong UBAF1 và 36,5% trong UBAF2, với COD cuối
cùng dòng thải ít hơn 100mg / L và màu sắc ít hơn 4 ◦.
4. Phải chú ý đến việc điều hành và bảo trì thường ngày bởi vì những thay đổi lớn
trong nước rỉ rác. Mẫu kiểm tra là cần thiết để tái xác định liều lượng của PFS và
các thuốc thử của hệ Fenton khi điều kiện thay đổi.
5. Phân tích kinh tế cho thấy rằng tổng chi phí vận hành của xử lý bậc cao là 2,70 $
/ m 3. Quy trình nhiều giai đoạn này: SBR theo sau là keo tụ / Fenton / UBAF là
hữu ích trong việc xử lý nước thải của nhà máy có quy mô bãi rác nhỏ.

Tài liệu tham khảo
[1] E. Diamadopoulos, Characterization and treatment of recirculationstabilized leachate, Water Res. 28 (1994) 2439–2445.

[2] T.A. Kurniawan, W. Lo, G.Y.S. Chan, Radicals-catalyzed oxidation
reactions for degradation of recalcitrant compounds from landfill
leachate, Chem. Eng. J. 125 (2006) 35–57.
[3] O. Primo, A. Rueda, M.J. Rivero, I. Ortiz, An integrated process,
Fenton reaction-ultrafiltration, for the treatment of landfill leachate:
pilot plant operation and analysis, Ind. Eng. Chem. Res. 47 (2008)
946–952.
[4] Y. Deng, J.D. Englehardt, Treatment of landfill leachate by the
Fenton process, Water Res. 40 (2006) 3683–3694.
[5] S. Renou, J.G. Givaudan, S. Poulain, F. Dirassouyan, P. Moulin,
Landfill leachate treatment: review and opportunity, J. Hazard.
Mater. 150 (2008) 468–493.
[6] P.J. He, X. Qu, L.M. Shao, G.J. Li, D.J. Lee, Leachate pretreatment
for enhancing organic matter conversion in landfill bioreactor, J.
Hazard. Mater. 142 (2007) 288–296.


[7] J. Tsilogeorgis, A. Zouboulis, P. Samaras, D. Zamboulis,
Application of a membrane sequencing batch reactor for landfill
leachate treatment, Desalination 221 (2008) 483–493.
[8] A.Uygur, F.Kargi, Biological nutrient removal from pre treated
landfill leachate in a sequencing batch reactor, J. Environ. Manage.
71 (2004) 9–14.
[9] Z.Q. Yang, S.Q. Zhou, The biological treatment of landfill leachate
using a simul-taneous aerobic and anaerobic (SAA) bio-reactor
system, Chemosphere 72 (2008) 1751–1756.
[10] S. Alessandro, M.L. Stefano, Nitrogen removal via nitrite in a
sequencing batch reactor treating sanitary landfill leachate,
Bioresour. Technol. 100 (2009) 609–614.
[11] C.Y. Lin, F.Y. Chang, C.H. Chang, Co-digestion of leachate with

septage using a UASB reactor, Bioresour. Technol. 73 (2000) 175–
178.
[12] E. Castillo, M. Vergara, Y. Moreno, Landfill leachate treatment
using a rotating biological contactor and an upward-flow anaerobic
sludge bed reactor, Waste Manage. 27 (2007) 720–726.
[13] Z.J. Li, S.Q. Zhou, J.H. Qiu, Combined treatment of landfill
leachate by biological and membrane technology, Environ. Eng.
Sci. (2007) 497–507.
[14] A. Zouboulis, X. Chai, I. Katsoyiannis, The application of
bioflocculant for the removal of humic acids from stabilized landfill
leachates, J. Environ. Manage. 70 (2004) 35–41.
[15] F.J. Rivas, F. Beltran, F. Carvalho, B. Acedo, O. Gimeno,
Stabilized leachates: sequential coagulation–floculation+chemical
oxidation process, J. Hazard. Mater. 116 (2004) 95–102.
[16] I. Monje-Ramirez, M.T. Orta de Velásquez, Removal and
transformation of recalcitrant organic matter from stabilized saline


landfill leachates by coagulation–ozonation coupling processes,
Water Res. 38 (2004) 2359–2367.
[17] E. Mara˜ nón, L. Castrillón, Y. Fernández-Nava, A. FernándezMéndez, A. Fernández-Sánchez, Coagulation–flocculation as a
pretreatment process at a landfill leachate nitrification–
denitrification plant, J. Hazard. Mater. 156 (2008) 538–544.
[18] F. Kargi, M. Pamukoglu, Simultaneous adsorption and biological
treatment of pre-treated landfill leachate by fed-batch operation,
Process Biochem. 38 (2003) 1413–1420.
[19] T.A. Kurniawan, W.H. Lo, G.Y.S. Chan, Degradation of
recalcitrant compounds from stabilized landfill leachate using a
combination of ozone-GAC adsorption treatment, J. Hazard. Mater.
137 (2006) 443–455.

[20] K.W. Pi, Z. Li, D.J. Wan, L.X. Gao, Pretreatment of municipal
landfill leachate by a combined process, Process Saf. Environ. Prot.
87 (2009) 191–196.
[21] I. Ozturk, M. Altinbas, I. Koyuncu, O. Arikan, C. Gomec-Yangin,
Advanced physico-chemical treatment experiences on young
municipal landfill leachates, Waste Manage. 23 (2003) 441–446.
[22] A. C. Silva, M.Dezotti, G. L. Sant’Anna Jr., Treatment and
detoxication of a sanitary landfill leachate, Chemosphere 55 (2004)
207–214.
[23] E. Atmaca, Treatment of landfill leachate by using electro-Fenton
method, J. Hazard. Mater. 163 (2009) 109–114.
[24] A. Altin, An alternative type of photoelectro-Fenton process for the
treatment of landfill leachate, Sep. Purif. Technol. 61 (2008) 391–
397.
[25] J. Kochany, E. Lipczynska-Kochany, Utilization of landfill leachate
parameters for pretreatment by Fenton reaction and struvite


precipitation—a comparative study, J. Hazard. Mater. 166 (2009)
248–254.
[26] O. Primo, M.J. Rivero, I. Ortiz, Photo-Fenton process as an
efficient alternative to the treatment of landfill leachates, J. Hazard.
Mater. 153 (2008) 834–842.
[27] A. A. Burbano, D.D. Dionysiou, M.T. Suidan, Effect of oxidant-tosubstrate ratios on the degradation of MTBE with Fenton reagent,
Water Res. 42 (2008) 3225–3239.
[28] A. Lopez, M. Pagano, A. Volpe, A. Dipinto, Fentons pretreatment
of mature landfill leachate, Chemosphere 54 (2004) 1000–1005.
[29] H. Zhang, H.J. Choi, P. Canazo, C.P. Huang, Multivariate approach
to the Fenton process for the treatment of landfill leachate, J.
Hazard. Mater. 161 (2009) 1306–1312.

[30] A. Urtiaga, A. Rueda, Á. Anglada, I. Ortiz, Integrated treatment of
landfill leachates including electrooxidation at pilot plant scale, J.
Hazard. Mater. 166 (2009) 1530–1534.
[31] E. Otal, C. Arnaiz, J.C. Gutierrez, J. Lebrato, Anaerobic
degradation of p-coumaric acid and pre-ozonated synthetic water
containing this compound, Biochem. Eng. J. 20 (2004) 29–34.
[32] X.J. Lu, B. Yang, J.H. Chen, R. Sun, Treatment of wastewater
containing azo dye reactive brilliant red X-3B using sequential
ozonation and upflow biological aerated filter process, J. Hazard.
Mater. 161 (2009) 241–245.
[33] C. Wang, J. Li, B.Z. Wang, G.Z. Zhang, Development of an
empirical model for domestic wastewater treatment by biological
aerated filter, Process Biochem. 41 (2006) 778–782.
[34] EPA of PR China, Standard Monitoring & Analytical Methods for
the Examination of Water and Wastewater, 4th ed., China
Environmental Science Press, Peking, China, 2002.


[35] R.S. Qasim, W. Chiang, Sanitary Landfill Leachate: Generation,
Control and Treatment, Technomic Publ., Lancaster, PA, 1994.
[36] A. Amokrane, V.J. Comel, Landfill leachates pretreatment by
coagulation – flocculation, Water Res. 31 (1997) 2775–2782.
[37] M.J. Lopez, Z.P. Peralta, Use of advanced oxidation processes to
improve the biodegradability of mature landfill leachates, J. Hazard.
Mater. 123 (2005) 181–186.
[38] O.B.D. Thabet, H. Bouallagui, J.L. Cayol, B. Ollivier, M.L.
Fardeau, M. Hamdi, Anaerobic degradation of landfill leachate
using an upflow anaerobic fixed- bed reactor with microbial sulfate
reduction, J. Hazard. Mater. (2009),
doi:10.1016/j.jhazmat.2009.01.114.

[39] A.E. Gonzalias, P. Kuschk, A. Wiessner, M. Jank, M. Kästner, H.
Köser, Treatment of an artificial sulphide containing wastewater in
subsurface horizontal flow laboratory-scale constructed wetlands,
Ecol. Eng. 31 (2007) 259–268.