Giải pháp xử lý đồng thời bằng công nghệ bể lọc sinh học tiếp xúc (*)

(*) Hiện trạng các chất ô nhiễm hữu cơ, amoni và mangan trong nguồn nước mặt cấp cho sinh hoạt tại Việt Nam và giải pháp xử lý đồng thời bằng công nghệ bể lọc sinh học tiếp xúc 

Tóm tắt

Trong nghiên cứu này, chúng tôi tập trung đánh giá hiện trạng và tác hại của các chất ô nhiễm hữu cơ, amoni và mangan trong nguồn nước sông/hồ cấp cho ăn uống và sinh hoạt tại Việt Nam. Giải pháp xử lý được đề xuất là công nghệ bể lọc sinh học tiếp xúc, trong đó bản chất và cơ chế của quá trình loại bỏ đã được trình bày rõ. Mô hình pilot bể lọc sinh học tiếp xúc được đặt phía sau bể lắng của dây chuyền công nghệ truyền thống, được vận hành theo các giai đoạn để đánh giá khả năng loại bỏ các chất ô nhiễm hữu cơ, amoni và mangan. Trong điều kiện phù hợp, công nghệ bể lọc sinh học có khả năng xử lý các chất ô nhiễm hữu cơ, amoni và mangan mangan với hiệu suất tốt, chi phí rẻ, thân thiện với môi trường và hướng tới bảo vệ sức khỏe cộng đồng.

1. Hiện trạng và tác hại của các chất ô nhiễm hữu cơ, amoni và mangan trong nguồn nước sông/hồ cấp cho ăn uống/sinh hoạt tại Việt Nam

Tính tới năm 2020, dân số tại các đô thị ở Việt Nam đạt khoảng 44 triệu người, đi kèm với nhu cầu dùng nước dao động từ 9.4 tới 9.6 triệu m³/ngày [1]. Theo Nghị định 167/2018/NĐ-CP về hạn chế khai thác nước dưới đất, phần lớn các nhà máy nước vận hành bởi 200 doanh nghiệp tại Việt Nam đã hoặc sẽ chuyển hướng sang khai thác nguồn nước mặt từ sông, hồ. Trong quyết định 554/QĐ-TTg phê duyệt điều chỉnh Quy hoạch cấp nước Thủ đô Hà Nội đến năm 2030, tầm nhìn đến năm 2050, 5 nhà máy nước mới được dự kiến xây dựng với tổng công suất hơn 800.000 m³/ngày, khai thác nước từ sông Đà, sông Đuống và sông Hồng.

Trên thực tế, chất lượng nguồn nước sông/hồ cấp cho sinh hoạt tại các đô thị ở Việt Nam hiện đang bị suy thoái nghiêm trọng. Các chất ô nhiễm hữu cơ, amoni và mangan xuất hiện với tải lượng ô nhiễm biến động và tần suất kéo dài là vấn đề rất đáng quan ngại, ảnh hưởng không nhỏ tới an ninh, an toàn nguồn nước. Theo Báo cáo hiện trạng Môi trường quốc gia năm 2018 về Môi trường nước các lưu vực sông, khu vực trung lưu và hạ lưu của các lưu vực, đoạn chảy qua các khu đô thị, khu công nghiệp và làng nghề đang tiếp tục bị ô nhiễm do tác động của nước thải. Tại các khu vực ô nhiễm, các chất ô nhiễm hữu cơ và vi sinh vật đều vượt ngưỡng cho phép. Chỉ số WQI, là thông số đánh giá chất lượng nước dựa trên oxy hòa tan, nhiệt độ, chất ô nhiễm hữu cơ, amoni, phốt-pho, hàm lượng cặn, độ đục và vi khuẩn vi trùng, cho thấy chất lượng nước các lưu vực sông đa số đều ở mức trung bình hoặc kém (nước cấp cho sinh hoạt cần có giá trị WQI>76, thuộc dải màu xanh lá cây) [2].

Nước thô chứa hàm lượng chất ô nhiễm hữu cơ, amoni và mangan cao gây ra không ít các trở ngại cho quá trình xử lý nước. Clo thường được sử dụng để oxy hóa sơ bộ nước nguồn, tuy nhiên, hóa chất này sẽ kết hợp với các chất ô nhiễm hữu cơ để tạo ra Trihalomethanes (THMs), là chất có khả năng gây ung thư, gây độc tính lâu dài cho sức khỏe con người. Để loại bỏ 1 mgN amoni và tạo ra chất khử trùng dư cần châm vào nước từ 8 đến 10 mgCl₂/L [3]. Vì vậy nếu nồng độ amoni đầu vào càng cao, chi phí hóa chất xử lý càng tốn kém. Mặt khác, trong trường hợp oxy hoà tan trong nước nguồn không đủ, quá trình oxy hóa không hoàn toàn amoni sẽ tạo ra sản phẩm trung gian là nitrit, là chất độc hại gây ra bệnh thiếu máu ở trẻ em [4]. Trong QCVN01-1:2018/BYT về chất lượng nước sạch sử dụng cho mục đích sinh hoạt, nồng độ nitrit trong nước sau xử lý cần dưới ngưỡng 0.05 mg/L. Nhu cầu loại bỏ mangan trong nước xuất phát chủ yếu vì yếu tố cảm quan và các vấn đề phát sinh trong mạng lưới truyền nước hơn là các quan ngại về sức khỏe cộng đồng. Mn²⁺ ở dạng hòa tan bị oxy hóa về dạng Mn⁴⁺ kết tủa khiến nước bị đục và đổi màu, gây ra tâm lý bất an cho người sử dụng. Khi nước chứa Mn²⁺ hòa tan được cấp tới các hộ gia đình, các phản ứng với chất oxy hóa tiếp tục diễn ra, tạo thành các cặn bẩn bám vào các thiết bị dùng nước như máy giặt, máy rửa bát, máy làm mềm nước, v.v. Quần áo giặt bằng nước chứa Mn bị đổi màu. Kết tủa Mn cũng gây ra các vấn đề trong mạng lưới cấp nước do đường ống dẫn nước bị thu hẹp hoặc các bề mặt bê tông bị đóng cặn. Ở Việt Nam, QCVN 01-1:2018/BYT quy định ngưỡng xử lý cho Mn là 0.1 mg/L. Tuy nhiên để giảm thiểu những bất cập lâu dài liên quan tới cảm quan nguồn nước và vận hành mạng lưới truyền nước, nhiều quốc gia khuyến cáo cần xử lý Mn²⁺ hòa tan dưới ngưỡng 0.02 mg/L [5].

Dây chuyền công nghệ truyền thống sử dụng tại các nhà máy nước tại Việt Nam, bao gồm các quá trình keo tụ - tạo bông, lắng, lọc và khử trùng cho phép xử lý khoảng 20-30% các chất ô nhiễm hữu cơ dạng hòa tan và không xử lý được mangan [6]. Đối với amoni, các nhà máy thường sử dụng quá trình clo hóa sơ bộ, có khả năng gây ra các sản phẩm phụ không mong muốn trong nước đầu ra.

Theo thống kê của Bộ Y tế, các bệnh liên quan đến ô nhiễm nguồn nước vẫn đứng đầu danh sách các bệnh truyền nhiễm ở Việt Nam [2]. Để đảm bảo an toàn nguồn nước cấp cho người dân, trong bối cảnh chất lượng nguồn nước cấp ngày càng xấu đi và không thể loại bỏ hoàn toàn bằng dây chuyền xử lý hiện có, một số nhà máy nước tại Việt Nam phải lên phương án thay đổi nguồn cấp nước. Điều này dẫn tới việc gia tăng đáng kể chi phí đầu tư, xây dựng và vận hành hệ thống công trình. Do vậy, việc đề xuất công nghệ có khả năng loại bỏ đồng thời các chất ô nhiễm hữu cơ, amoni và mangan với hiệu quả tốt, chi phí thấp, hướng tới bảo vệ sức khỏe cộng đồng và thân thiện với môi trường là yêu cầu cấp bách của các nhà máy nước hiện nay.

2. Giới thiệu công nghệ bể lọc sinh học tiếp xúc xử lý các chất ô nhiễm hữu cơ, amoni và mangan

Bể lọc tiếp xúc sinh học trong xử lý nước cấp đã được sử dụng phổ biến tại các nước Mỹ, Canada, Nhật Bản và Hy Lạp, tuy nhiên công nghệ này chưa được áp dụng nhiều tại các nước đang phát triển. Công nghệ lọc tiếp xúc sinh học phụ thuộc chủ yếu vào việc sử dụng các vi sinh vật để chuyển hóa và phân hủy các chất ô nhiễm, xử lý nước đầu ra đạt các chỉ tiêu an toàn về vi sinh và ngăn ngừa màng biofilm phát sinh trên mạng lưới phân phối nước [7]. Trong số các vật liệu lọc được sử dụng phổ biến như cát hoặc than antraxit, vật liệu than hoạt tính có diện tích rỗng vượt trội, cho phép dính bám các chất ô nhiễm và vi sinh vật hiệu quả [8]. Thay vì tập trung vào khả năng hấp phụ của than hoạt tính, các bể lọc tiếp xúc sinh học này cho phép sử dụng than đã bão hòa/qua sử dụng mà không cần hoàn nguyên hoặc thay thế trong thời gian dài, giúp tiết kiệm đáng kể chi phí vận hành. Trong quá trình hoạt động, các vi sinh vật sẵn có trong nước nguồn sẽ dính bám và tạo nên lớp màng biofilm trên bề mặt than hoạt tính, cho phép loại bỏ nhiều nhóm chất ô nhiễm hữu cơ, amoni, mangan [9], [10], [11]. Theo lý thuyết, mức độ ưu tiên phản ứng sẽ giảm dần từ nhóm vi sinh vật phân hủy chất ô nhiễm hữu cơ, tiếp tới amoni và cuối cùng là mangan [11]. Do các phản ứng của vi sinh vật đều tiêu thụ oxy, nồng độ oxy hòa tan trong nước là yếu tố quyết định hiệu suất xử lý nước. Ngoài ra, độ đục cao cũng ảnh hưởng tới hiệu suất xử lý, do các lớp bùn cặn bao phủ bề mặt các hạt than hoạt tính, ngăn cản sự tiếp xúc giữa các chất ô nhiễm và lớp biofilm. Để đảm bảo bể lọc hoạt động trong điều kiện tối ưu, nước nguồn cần được duy trì nồng độ oxy hòa tan cao và độ đục giảm thiểu.

Việc áp dụng bể lọc sinh học tiếp xúc được khuyến nghị dựa trên nhiều ưu điểm. Thứ nhất, hiệu suất loại bỏ amoni tương đối tốt trong điều kiện oxy dồi dào, dẫn tới việc giảm chi phí hóa chất trong quá trình vận hành. Khi amoni đã được loại bỏ bởi các phản ứng vi sinh, lượng hóa chất clo hóa sơ bộ được tiết kiệm đáng kể. Tiếp theo, việc giảm thiểu sử dụng clo cho phép hạn chế sự hình thành của THMs. Việc loại bỏ mangan của bể lọc sinh học tiếp xúc giúp hạn chế các trở ngại phát sinh trong mạng lưới truyền dẫn và cảm quan của người dùng. Thêm nữa, do tập trung vào quá trình vi sinh thay vì hấp phụ, bể lọc cho phép sử dụng than hoạt tính đã bão hòa, với yêu cầu bổ sung than là 10%/năm, từ đó tiết kiệm chi phí hoàn nguyên và thay thế vật liệu.

3. Thí nghiệm xử lý đồng thời các chất ô nhiễm hữu cơ, amoni và mangan bằng công nghệ bể lọc sinh học tiếp xúc

Dựa trên việc đánh giá oxy là yếu tố quyết định và độ đục là yếu tố ảnh hưởng tới hiệu suất loại bỏ các chất ô nhiễm, nhóm nghiên cứu đề xuất đặt mô hình pilot bể lọc sinh học tiếp xúc phía sau bể lắng trong dây chuyền công nghệ xử lý nước truyền thống. Sau khi trải qua các công đoạn keo tụ- tạo bông và lắng, oxy hòa tan trong nước sau lắng thường cao hơn so với trong nước nguồn ban đầu. Ngoài ra, độ đục sau lắng cũng thấp hơn nhiều so với độ đục của nước thô ban đầu, tạo điều kiện thuận lợi cho hoạt động của các vi sinh vật trong nước. Mô hình pilot của bể lọc sinh học tiếp xúc có các thông số kỹ thuật chính như sau:

Bảng 1. Các thông số thiết kế của mô hình pilot bể lọc sinh học tiếp xúc

Mô hình pilot bể lọc sinh học tiếp xúc được đặt tại sau bể lắng của NMN An Dương (Hải Phòng). Để gia tăng tính chính xác của dữ liệu, thí nghiệm được thực hiện trên 2 mô hình độc lập có thiết kế như nhau. Các dữ liệu thể hiện tại đây là giá trị trung bình đại diện của 2 cột thí nghiệm. Dựa trên khả năng cạnh tranh của các nhóm vi sinh vật đối với oxy, các chất ô nhiễm được châm lần lượt vào mô hình, bao gồm mangan hòa tan ở dạng MnSO4,, amoni ở dạng NH4Cl và chất ô nhiễm hữu cơ ở dạng glucose. Do mục tiêu của thí nghiệm nhằm xác định ngưỡng xử lý tối đa, các chất ô nhiễm đều được châm thêm với dải nồng độ từ thấp tới cao, với các giai đoạn thí nghiệm được trình bày trong bảng dưới đây.

Bảng 2. Kế hoạch thí nghiệm của mô hình pilot bể lọc sinh học tiếp xúc

Trong các giai đoạn thí nghiệm, nhiệt độ của nước đầu vào dao động trong khoảng từ 23.6o tới 32.60 và pH của nước giữ ổn định ở mức 7.3 – 7.4 (giá trị không biểu diễn).

Độ đục của nước đầu vào, là nguồn nước sau cụm bể lắng, có độ đục tương đối thấp, nằm trong khoảng từ 0.7 tới 4.5 NTU. Độ đục thấp tạo điều kiện thuận lợi cho quá trình tiếp xúc của cơ chất và các vi sinh vật sinh trưởng dính bám trên lớp than hoạt tính. Đồng thời, nhờ lớp than hoạt tính được giữ tương đối sạch, tần suất rửa lọc diễn ra khoảng 2 lần/tuần.

Trong các giai đoạn thí nghiệm, nồng độ oxy hòa tan của nước sau lắng tương đối cao, dao động từ 4.9 tới 7 mgO2/L. Nguồn oxy dồi dào tạo điều kiện thuận lợi để các phản ứng vi sinh diễn ra triệt để. Diễn biến thay đổi oxy hòa tan đầu ra trong các giai đoạn thí nghiệm sau được trình bày trong các phần dưới đây.

Trong giai đoạn 1 của thí nghiệm kéo dài 120 ngày, khi mangan là cơ chất duy nhất được châm tại đầu vào mô hình với giá trị từ 0.5 – 5 mg/L, lượng oxy tiêu thụ ổn định ở mức 2 mgO2/L, chứng tỏ nhóm vi sinh tiêu thụ mangan đã bắt đầu sinh trưởng khá tốt. Trong vòng 2 tháng đầu tiên, toàn bộ lượng mangan đều được loại bỏ triệt để. Cơ chế xử lý mangan được cho là dựa vào quá trình hấp phụ. Do vậy, thời gian để lớp vật liệu than hoạt tính mới trở nên bão hòa được đánh giá là khoảng 2 tháng. Sau giai đoạn này, lượng mangan hòa tan giữ lại trong bể ổn định ở mức 1 mg/L, chứng tỏ khối vật liệu đã chuyển sang giai đoạn hoạt động ổn định. Cơ chế xử lý trong giai đoạn này, từ ngày 60 tới ngày 120, được cho là sự kết hợp giữa quá trình hấp phụ - nhả hấp phụ và quá trình vi sinh. Nguồn oxy đầu ra dồi dào ở mức 3 – 5 mgO2/L, đảm bảo hoạt động của nhóm vi sinh phân hủy mangan diễn ra thuận lợi.

Trong 4 tháng đầu của thí nghiệm, amoni không được theo dõi, do theo kinh nghiệm nồng độ amoni trong nước sau lắng trong thời gian này là tương đối thấp. Sau khi nhóm vi sinh tiêu thụ mangan đã phát triển, cơ chất amoni được châm bổ sung vào cùng mangan với nồng độ từ 0.5 tới 1.2 mgNH4-N/L. Ngay lập tức, cột lọc không còn khả năng loại bỏ mangan. Đồng thời, oxy đầu ra trong giai đoạn này chỉ còn khoảng 0.5 mgO2/L. Điều này khẳng định cơ chế loại bỏ mangan trong giai đoạn ngày 60-120 của thí nghiệm trước chủ yếu là hoạt động của nhóm vi sinh. Khi bị cạnh tranh với các nhóm vi sinh vật phân hủy amoni và nitrit, nhóm vi sinh vật loại bỏ mangan bị yếu thế, không còn khả năng giành giật oxy, dẫn tới hiệu suất loại bỏ sụt giảm nghiêm trọng. Đối với amoni, hiệu suất loại bỏ nhanh chóng đạt tới 90%, tương ứng với lượng amoni giữ lại trong cột khoảng 0.9 mgNH4-N/L trong vòng 3 tuần. Thời gian này tương đối ngắn, chứng tỏ nhóm vi sinh loại bỏ amoni có thể phát triển nhanh trong điều kiện thuận lợi và không bị cạnh tranh bởi các nhóm vi sinh mạnh hơn.

Đối với nitrit, trong giai đoạn 2 của thí nghiệm, khi nồng độ nitrit đầu vào thay đổi từ 0.026 – 0.17 mgNO2-N/L, nồng độ nitrit đầu ra đều thấp hơn 0.02 mgNO2-N/L. Điều này chứng tỏ nhóm vi sinh vật chuyển hóa nitrit thành nitrate đã phát triển tốt trên lớp than hoạt tính. Nhóm vi sinh này cũng cạnh tranh oxy tốt, kết quả là nitrit không bị tích tụ trong cột phản ứng.

Các chất ô nhiễm hữu cơ chỉ được châm thêm vào giai đoạn 3 dưới dạng glucose, nên trong giai đoạn 1 và 2 giá trị permangante hòa tan thể hiện các chất ô nhiễm hữu cơ dạng hòa tan ở đầu ra của nước sau lắng, dao động trong khoảng từ 1.5 – 3 mgCOD/L. Theo mức độ ưu tiên, nhóm vi sinh vật phân hủy các chất ô nhiễm hữu cơ sẽ phát triển nhanh và cạnh tranh oxy với các nhóm vi sinh vật còn lại. Trong 60 ngày đầu tiên, hiệu suất xử lý chất ô nhiễm hữu cơ cao hơn trong các giai đoạn còn lại. Do lớp vật liệu vẫn chưa bão hòa nên cơ chế chủ yếu xử lý các chất ô nhiễm hữu cơ trong giai đoạn này là do hấp phụ. Trong giai đoạn từ ngày 60 tới 120, hiệu suất loại bỏ các chất ô nhiễm hữu cơ rất hạn chế hoặc hầu như không được loại bỏ, mặc dù oxy đầu ra trong giai đoạn này còn từ 3 5 mgO2/L. Điều này chứng tỏ các chất ô nhiễm hữu cơ hòa tan của nước sau lắng không thuộc nhóm dễ phân hủy sinh học. Hiệu suất loại bỏ thấp khoảng 11-20% được diễn ra trong cả các giai đoạn sau của thí nghiệm, khi có mặt đồng thời chất ô nhiễm amoni. Khi glucose, đại diện cho nhóm chất hữu cơ dễ phân hủy được châm vào mô hình với nồng độ dao động từ 5-8 mgCOD/L, hiệu suất loại bỏ tăng lên nhanh chóng. Nếu tính theo thực tế trên lượng glucose châm vào, sau khi loại bỏ đi lượng chất hữu cơ nền khó phân hủy, hiệu suất loại bỏ glucose đạt tới 50% trong vòng 1 tuần lễ. Đồng thời, hiệu suất xử lý amoni và mangan đều giảm sút nghiêm trọng, nitrit cũng bị tích tụ trong cột phản ứng. Thực tế này phù hợp với mức độ ưu tiên khi cạnh tranh oxy trong bể lọc sinh học tiếp xúc đã được nêu trong phần trên. Điều này có thể khẳng định với nguồn chất ô nhiễm hữu cơ dễ phân hủy, bể lọc sinh học tiếp xúc tạo điều kiện thuận lợi cho các vi sinh vật phân hủy chất ô nhiễm hữu cơ phát triển, hiệu suất xử lý có thể tăng nhanh trong thời gian ngắn.

Các kết quả chính thu nhận được từ thí nghiệm được tóm tắt lại như sau:

• Khi bể lọc sinh học tiếp xúc được đặt phía sau bể lắng, độ đục của nước đầu vào thấp (<4.5 NTU) và oxy hòa tan tương đối cao (4.9 – 7 mgO2/L), tạo điều kiện thuận lợi cho các phản ứng phân hủy chất ô nhiễm hữu cơ, amoni và mangan;

• Thời gian để lớp vật liệu than hoạt tính mới trong bể trở nên bão hòa là 60 ngày, khi nước sau lắng được châm thêm cơ chất mangan với nồng độ 0.5 – 5 mg/L. Sau giai đoạn hấp phụ ban đầu, cơ chế xử lý trong bể chủ yếu bằng vi sinh;

• Bể lọc sinh học có khả năng xử lý lần lượt mangan đạt ngưỡng 1 mg/L, amoni đạt ngưỡng 1 mgNH4-N/L khi xử lý đồng thời với 0.5 mgMn/L. Chất hữu cơ có khả năng xử lý tốt nếu thuộc nhóm dễ phân hủy bởi vi sinh;

• Mức độ cạnh tranh với oxy trong bể giảm dần từ các vi khuẩn phân hủy chất ô nhiễm hữu cơ, tiếp theo là amoni và cuối cùng là mangan. Khi oxy không đủ, chất trung gian độc hại nitrite có thể hình thành do không được chuyển hóa thành nitrate. Do yếu thế hơn, mangan chỉ có thể được phân hủy khi các chất ô nhiễm mạnh hơn đã được loại bỏ hết, hoặc khi oxy trong nước còn dồi dào (khoảng 5 mgO2/L);

• Khả năng loại bỏ các chất ô nhiễm hữu cơ của bể lọc sinh học tiếp xúc phụ thuộc vào tính chất của nhóm chất này, phụ thuộc vào từng nguồn nước cụ thể. Đối với các chất ô nhiễm hữu cơ dễ phân hủy, hiệu suất loại bỏ tương đối cao (50%) trong thời gian ngắn.

Từ các kết quả trên, có thể kết luận công nghệ bể lọc sinh học tiếp xúc có khả năng xử lý các chất ô nhiễm hữu cơ dễ phân hủy, amoni và mangan với hiệu suất tốt, chi phí rẻ, thân thiện với môi trường và hướng tới bảo vệ sức khỏe cộng đồng. Vị trí đặt công trình phía sau bể lắng giúp tận dụng nguồn oxy cao trong nước và giảm thiểu độ đục của nước đi vào công trình. Khi trong nước xuất hiện đồng thời các chất ô nhiễm với tải lượng cao, cần cân nhắc việc xây dựng các bể lọc sinh học tiếp xúc dạng nối tiếp, để đảm bảo các nhóm vi sinh phân hủy mangan cũng có khả năng cạnh tranh oxy. Mặt khác, có thể cân nhắc việc sử dụng các giải pháp tăng cường oxy hòa tan có hiệu suất cao để duy trì khả năng xử lý đồng thời các chất ô nhiễm.

4. Kết luận

Trong nghiên cứu này, chúng tôi tập trung đánh giá hiện trạng và tác hại của các chất ô nhiễm hữu cơ, amoni và mangan trong nguồn nước sông/hồ cấp cho ăn uống và sinh hoạt tại Việt Nam. Công nghệ bể lọc sinh học tiếp xúc được xem xét lựa chọn nhờ hiệu quả xử lý tốt với các nhóm chất ô nhiễm trên, có chi phí xử lý thấp, thân thiện với môi trường và hướng tới bảo vệ sức khỏe cộng đồng. Đặt tại vị trí sau bể lắng với nguồn oxy dồi dào và độ đục thấp, công nghệ bể lọc sinh học tiếp xúc cho phép xử lý riêng lẻ và đồng thời các chất ô nhiễm nhờ hoạt động của các nhóm vi sinh bám trên than hoạt tính. Phụ thuộc vào khả năng cạnh tranh oxy của nước nguồn, ưu tiên xử lý của bể lọc sinh học tiếp xúc là chất ô nhiễm hữu cơ, tiếp theo là amoni và cuối cùng là mangan. Trong các điều kiện thí nghiệm của mô hình pilot, các ngưỡng xử lý tối đa tương đối cao mà mô hình đạt được cho thấy công nghệ này phù hợp và an toàn khi áp dụng với nguồn nước thực tế. Khi các chất ô nhiễm hữu cơ, amoni và mangan cùng xuất hiện đồng thời, để đảm bảo hiệu suất xử lý của bể, cần nghiên cứu thêm giải pháp thiết kế các cột bể lọc sinh học ở dạng nối tiếp, hoặc tối ưu hóa quá trình thổi khí làm giàu oxy cho nước đầu vào. Đây cũng là giải pháp sẽ được nghiên cứu triển khai trong thời gian tới.

Lời cảm ơn: Nhóm nghiên cứu trân trọng cảm ơn Bộ Xây dựng đã cấp kinh phí thực hiện đề tài và Công ty CP Cấp nước Hải Phòng đã phối hợp thực hiện.

Tài liệu tham khảo

[1] N. Lan, “Funds pouring in for clean water supply,” Vietnamnet Global, 2020. https://vietnamnet.vn/en/feature/funds-pouring-in-for-clean-water-supply-596526.html

[2] Vietnamese Ministry of Environment and Natural Resources, “Vietnamese National Environmental Report 2018,” 2018. [Online]. Available: http://vea.gov.vn/Documents/bao cao moi truong quoc gia/Bao cao HTMT Quoc Gia 2018-Moitruongnuoc.pdf?csf=1&e=W51vSE

[3] B. Halling-Sorensen and S. E. Jorgensen, The Removal of Nitrogen Compounds from Wastewater. Elsevier, 1993.

[4] World Health Organization, Nitrate and Nitrite in Drinking Water. 2016. doi: 10.1159/000225441.

[5] J. E. Tobiason, A. Bazilio, J. Goodwill, X. Mai, and C. Nguyen, “Manganese Removal from Drinking Water Sources,” Curr. Pollut. Reports, vol. 2, no. 3, pp. 168–177, 2016, doi: 10.1007/s40726-016-0036-2.

[6] S. S. Marais, E. J. Ncube, T. A. M. Msagati, B. B. Mamba, and T. T. I. Nkambule, “Comparison of natural organic matter removal by ultrafiltration, granular activated carbon filtration and full scale conventional water treatment,” J. Environ. Chem. Eng., vol. 6, no. 5, pp. 6282–6289, 2018, doi: 10.1016/j.jece.2018.10.002.

[7] H. Abu Hasan, M. H. Muhammad, and N. I. Ismail, “A review of biological drinking water treatment technologies for contaminants removal from polluted water resources,” J. Water Process Eng., vol. 33, no. October 2019, p. 101035, 2020, doi: 10.1016/j.jwpe.2019.101035.

[8] P. R. S. L. A. Daniel, “A review : organic matter and ammonia removal by biological activated carbon filtration for water and wastewater treatment,” Int. J. Environ. Sci. Technol., no. 1995, 2019, doi: 10.1007/s13762-019-02567-1.

[9] S. M. Korotta-Gamage and A. Sathasivan, “A review: Potential and challenges of biologically activated carbon to remove natural organic matter in drinking water purification process,” Chemosphere, vol. 167, pp. 120–138, 2017, doi: 10.1016/j.chemosphere.2016.09.097.

[10] D. R. Simpson, “Biofilm processes in biologically active carbon water purification,” Water Res., vol. 42, no. 12, pp. 2839–2848, 2008, doi: 10.1016/j.watres.2008.02.025.

[11] N. T.-M. Dao, T.-A. Nguyen, V.-A. Nguyen, M. Terashima, R. Goel, and H. Yasui, “A mathematical model of a nitrifying expanded-bed reactor for the pretreatment of drinking water,” Biochem. Eng. J., vol. 158, 2020, doi: 10.1016/j.bej.2020.107561.

Tác giả: TS. Đào Thị Minh Nguyệt ^a , TS. Nguyễn Thế Anh^b ,
GS.TS. Nguyễn Việt Anh^a và nhóm cộng tác^c

^{a Trường Đại học Xây dựng Hà Nội;}

^{b Trường Đại học Thủy Lợi;}

^{c Phòng Kiểm tra Chất lượng, Công ty Cổ phần Cấp nước Hải Phòng}