lê văn cát

NHÀ XUẤT BẢN KHOA HỌC TỰ NHIÊN VÀ CÔNG NGHỆ HÀ NỘI, 11/ 2007

Lê Văn Cát

Xử lý nước thải giàu hợp chất nitơ và photpho

Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

~ 1 ~

Chiến lược kiểm soát ô nhiễm hợp chất nitơ,

photpho trong môi trường nước.

Xử lý nước thải trước hết nhằm mục đích cải thiện điều kiện vệ

sinh môi trường sống của con người và xa hơn nhằm duy trì cân bằng sinh

thái, tạo điều kiện phát triển bền vững lâu dài cho loài người.

Do tính linh hoạt và lan truyền thấp, các chất gây ô nhiễm ở dạng rắn khó

phát huy độc tính ô nhiễm trên diện rộng. Ngược lại các chất gây ô nhiễm môi

trường khí (từ khí thải) thường gây ô nhiễm trên diện rất rộng, có tính chất

toàn cầu. Diện gây ô nhiễm từ các yếu tố nước thải nằm giữa hai cực trên: ảnh

hưởng tới chính nơi phát thải và vùng lân cận xung quanh.

Nước thải - nước sau khi sử dụng đã bị nhiễm bẩn từ sinh hoạt, hoạt động

công nghiệp, nông nghiệp được thải ra khỏi khu vực đang sử dụng về một

nguồn nhận như ao, hồ, sông, biển. Trong khi dịch chuyển, một lượng nước

thải nhất định sẽ thấm vào đất tạo ra nước ngầm cũng đem theo chất gây ô

nhiễm.

Tác nhân gây ô nhiễm môi trường trong nước là các chất có khả năng

chuyển hoá thành các chất khác và các chất bền tác động đến cân bằng sinh

thái trong môi trường nước nhận.

Về nguyên tắc, các chất bền trong môi trường được coi là ít độc hại nếu nó

không gây hại trực tiếp lên động vât, thực vật sống trong nước hoặc lên con

người hoặc một cách gián tiếp tới con người thông qua chuỗi thức ăn. Có

nhiều họ chất hữu cơ bền trong môi trường nhưng có tác dụng xấu như gây các

loại bệnh nan y, đột biến gen ngay với nồng độ rất thấp. Đó là một số họ chất

bảo vệ thực vật, hormon, kháng sinh, dược phẩm, cùng một số hợp chất đặc

thù khác khi thâm nhập vào cơ thể người và động vật trực tiếp hoặc qua thức

ăn.

Rất nhiều hợp chất gây ô nhiễm trong nước thải có khả năng chuyển hoá

cao trong môi trường nước tự nhiên thông qua các phản ứng hoá học, sinh hoá,

quang hoá và tác động đến cân bằng sinh thái của môi trường.

Các chất gây đục vô cơ có khả năng chuyển hoá không lớn, khi tồn tại

trong nguồn nước nhận sẽ gây đục, gây hiện tượng cản ánh sáng vào nước, hạn

chế sự phát triển của thuỷ thực vật sống trong đó. Hậu quả kéo theo là làm

1


~ 2 ~

giảm nguồn thức ăn của thuỷ động vật, làm giảm nồng độ oxy hoà tan trong

nước do quá trình quang hợp của thực vật bị hạn chế, gây khó khăn cho hoạt

động của động vật thuỷ sinh.

Hợp chất hữu cơ giàu thành phần carbon có khả năng sinh huỷ (BOD) khi

tồn tại trong nước với nồng độ lớn là nguồn cơ chất cho các loại vi sinh vật

phát triển. Với các loại vi sinh vật hiếu khí, trong quá trình phát triển và hoạt

động chúng tiêu thụ một lượng oxy tan khá lớn, với mật độ cao sẽ gây đục

nước và khi chết chúng lắng xuống lớp bùn đáy. Trong điều kiện thiếu oxy các

loại vi sinh vật yếm khí phát triển, tạo ra nhiều dạng hợp chất có mùi hôi (các

chất có tính khử cao như H2S, metan, axit hữu cơ dễ bay hơi) đầu độc môi

trường nước và không khí vùng xung quanh.

Nitơ và photpho là hai nguyên tố cơ bản của sự sống, có mặt ở tất cả các

hoạt động liên quan đến sự sống và trong rất nhiều ngành nghề sản xuất công

nghiệp, nông nghiệp. Hợp chất hoá học chứa nitơ, photpho được gọi là thành

phần dinh dưỡng trong phạm trù nước thải và là đối tượng gây ô nhiễm khá

trầm trọng cho môi trường. Khi thải 1 kg nitơ dưới dạng hợp chất hoá học vào

môi trường nước sẽ sinh ra được 20 kg COD, cũng tương tự như vậy 1 kg

photpho sẽ sinh ra được 138 kg COD dưới dạng tảo chết [1].

Trong nguồn nước nhận giàu chất dinh dưỡng (N, P) thường xảy ra các hiện

tượng: tảo và thủy thực vật khác phát triển rất nhanh tạo nên mật độ lớn. Vào

ban ngày hoặc khi nhiều nắng, quá trình quang hợp của tảo diễn ra mãnh liệt.

Khi quang hợp tảo hấp thụ khí CO2 hoặc bicarbonat (HCO3-) trong nước và

nhả ra khí oxy. pH của nước tăng nhanh, nhất là khi nguồn nước nhận có độ

kiềm thấp (tính đệm thấp do cân bằng của hệ H2CO3 - HCO3- - CO3

2-), vào

thời điểm cuối buổi chiều, pH của một số ao, hồ giàu dinh dưỡng có thể đạt giá

trị trên 10. Nồng độ oxy tan trong nước thường ở mức siêu bão hoà, có thể tới

20 mg/l.

Song song với quá trình quang hợp là quá trình hô hấp (phân huỷ chất hữu

cơ để tạo ra năng lượng, ngược với quá trình quang hợp) xảy ra. Trong khi hô

hấp, tảo thải ra khí CO2, tác nhân làm giảm pH của nước. Vào ban đêm hoặc

những ngày ít nắng, quá trình hô hấp diễn ra mạnh mẽ gây tình trạng thiếu oxy

và làm giảm pH trong nước. Trong các nguồn nước giàu dinh dưỡng vào buổi

sáng sớm, trước lúc bình minh, lượng oxy trong nước hầu như cạn kiệt và pH

có thể thấp hơn 5,5.


~ 3 ~

Hiện tượng nêu trên được gọi là phú dưỡng - lượng dinh dưỡng cho thực

vật (phân bón N, P) quá cao trong môi trường nước.

Trong môi trường phú dưỡng, điều kiện sống (pH, oxy tan) biến động liên

tục và mạnh là những tác nhân gây khó khăn, thậm chí là môi trường không

thể sống đối với thuỷ động vật.

Thời gian hay chu kỳ sống của tảo có giới hạn, sau khi phát triển mạnh

(bùng nổ tảo hay còn gọi là nước nở hoa) tảo chết lắng xuống lớp đáy và tiếp

tục bị phân huỷ trong điều kiện yếm khí. Giống loài tảo rất phong phú, trong

đó có loài tảo độc (tiết ra độc tố), trong điều kiện phú dưỡng tỷ lệ thành phần

tảo thường thay đổi theo chiều hướng bất lợi, hình thành nhiều loại tảo độc [2].

Tác dụng xấu của nước thải lên môi trường được con người nhận biết từ lâu

và luôn tìm cách hạn chế. Kỹ thuật hay công nghệ xử lý nước thải có thể được

đặc trưng bởi trình độ phát triển qua các giai đoạn: xử lý sơ cấp, thứ cấp và

bậc ba (phương pháp tiên tiến).

Xử lý sơ cấp là áp dụng các giải pháp kỹ thuật để loại bỏ các tác nhân gây ô

nhiễm có thể cảm nhận được như chất gây đục, gây mùi, gây màu hoặc những

vật có kích thước lớn có thể tách ra khỏi nước bằng các biện pháp cơ học. Các

kỹ thuật áp dụng trong xử lý sơ cấp thường là đơn giản có giá thành vận hành

không cao: vớt rác, chắn rác, lắng cát (hố ga), lắng, lọc, keo tụ, sục khí để

giảm bớt mùi.

Xử lý thứ cấp là áp dụng các giải pháp kỹ thuật đơn giản để loại bỏ chất

hữu cơ giàu hàm lượng carbon ở dạng tan, chủ yếu là phương pháp xử lý vi

sinh trong điều kiện yếm khí và hiếu khí.

Phương pháp xử lý hiếu khí là sử dụng các tập đoàn vi sinh vật hiếu khí -

loại hoạt động trong môi trường có oxy phân tử để phân huỷ các chất hữu cơ

thành dạng không độc hại như CO2 và H2O, một phần lớn (40 - 60%) chất hữu

cơ được vi sinh vật sử dụng làm cơ chất để phát triển thành sinh khối (tế bào)

dạng rắn, có thể dễ dàng tách khỏi nước bằng các biện pháp thích hợp như

lắng (thứ cấp), lọc, ly tâm.

Để vi sinh vật phát triển, chúng cần có thêm dinh dưỡng (N, P), nếu nguồn

này trong nước thải thiếu so với nhu cầu phát triển của chúng (ví dụ theo tỉ lệ

BOD: N: P = 100: 5: 1), thì nguồn dinh dưỡng được bổ sung chủ động từ

ngoài vào. Khi nguồn dinh dưỡng dư thừa, chúng tồn tại ở dạng tan hay không

tan trong nước sẽ đóng vai trò phân bón cho thủy thực vật.


~ 4 ~

Xử lý yếm khí là hiện tượng đã được biết đến từ rất lâu, tuy vậy chỉ được sử

dụng rộng rãi để xử lý nước thải vào cuối thập kỷ 70 và 80 của thế kỷ 20 sau

cuộc khủng hoảng năng lượng vào năm 1973. Xử lý yếm khí có giá thành vận

hành rẻ, thích hợp cho các loại nước thải có độ ô nhiễm cao, phù hợp với điều

kiện ấm nóng. Do lượng vi sinh hình thành (hiệu suất sinh khối) thấp nên chi

phí cho xử lý bùn (vi sinh) không lớn. Ngoài ra, có thể thu được một lượng

nhiên liệu khá cao dưới dạng khí metan hình thành trong quá trình lên men

chất hữu cơ.

Tuy có những ưu việt trên nhưng nước thải sau xử lý yếm khí còn chứa rất

nhiều tạp chất có tính khử (hoá học) cao, không đáp ứng được tiêu chuẩn thải

ra môi trường. Vì lý do đó nên nhiều nhà nghiên cứu xem bước xử lý yếm khí

là giai đoạn xử lý sơ cấp, nước thải sau đó cần được tiếp tục xử lý theo phương

pháp hiếu khí.

Rất nhiều các phương án kỹ thuật được sử dụng để xử lý nước thải: kỹ thuật

huyền phù, cố định vi sinh trên chất mang, kỹ thuật bùn hoạt tính, đĩa quay,

lọc nhỏ giọt, tầng cố định, tầng giãn nở, tầng linh động (lưu thể) hoặc tổ hợp

(lai ghép) của các kỹ thuật trên.

Vào đầu thập kỷ 20, kỹ thuật bùn hoạt tính được phát triển và áp dụng khá

rộng rãi để xử lý nước thải công nghiệp và nước thải sinh hoạt, đặc biệt đối với

các khu vực dân cư có đông dân số.

Nhận biết được mức độ gây hại của thành phần dinh dưỡng trong nước thải,

vào thập kỷ 90, một loạt các nước công nghiệp đề ra chiến lược và qui định

kiểm soát các yếu tố trên. Do luật định về các yếu tố trên khá ngặt nghèo và

ngày càng trở nên khắt khe hơn nên các nghiên cứu cơ bản và phát triển công

nghệ tập trung vào các đối tượng: xây dựng các hệ thống mới đáp ứng tiêu

chuẩn thải, cải tạo các hệ thống cũ đang hoạt động để nâng cấp và đạt tiêu

chuẩn thải mới.

Một hệ thống xử lý đạt tiêu chuẩn thải về phương diện dinh dưỡng được coi

là hệ xử lý bậc ba hay tiên tiến và đương nhiên đã đạt trình độ xử lý sơ cấp và

bậc hai. Công nghệ xử lý bậc ba phức tạp hơn nhiều so với hai bậc trước và giá

thành (xây dựng, vận hành) cũng cao hơn nhiều (vài lần). Do vậy việc cải tạo

các hệ thống cũ cũng không dễ thực hiện. Ví dụ hệ thống xử lý nước thải sinh

hoạt tại thành phố Leipzig (CHLB Đức) được xây dựng và hoạt động được

khoảng 80 năm, nó được quyết định nâng cấp để đạt tiêu chuẩn thải về phương

diện tạp chất dinh dưỡng. Từ năm 1996 - 2001 việc tiến hành nâng cấp mới chỉ


~ 5 ~

đạt được 50% công suất xử lý (công suất xử lý tổng là 300.000 m3/ngày). Dự

kiến phải mất thêm 5 năm tiếp mới hoàn chỉnh được dự án nâng cấp toàn bộ hệ

thống. Sửa chữa để nâng cấp một hệ đang hoạt động thường khó khăn và tốn

kém hơn so với xây dựng hoàn chỉnh ngay từ đầu.

Bảo vệ các nguồn nước về phương diện ô nhiễm đã trở thành vấn đề cấp

bách của từng quốc gia.

Các nước lớn hoặc các nhóm nước đều có chiến lược bảo vệ nguồn nước

(nước mặt, nước ngầm, nước ven bờ biển) tương ứng với nhu cầu đòi hỏi, lịch

sử phát triển, hoàn cảnh kinh tế, tính địa phương và tiềm năng khoa học, công

nghệ cụ thể [5].

Trước năm 1980 cộng đồng châu Âu đã ban hành một loạt các luật liên

quan đến nước, được gọi là ―làn sóng thứ nhất‖: hướng dẫn về tiêu chuẩn nước

bề mặt (1973), luật về chất lượng nước sinh hoạt (1980). Các điều luật về nước

của EU trước năm 1990 chỉ tập trung vào tiêu chuẩn cho nước sinh hoạt,

không chú ý tới tiêu chuẩn của các chất dinh dưỡng (N, P) trừ tiêu chuẩn về

nitrat. Cũng trong thời gian đó, do việc khai thác, sử dụng nước quá mức, mức

độ ô nhiễm trầm trọng cộng với tầm nhìn ngắn của các dự án quản lý nước nên

đã xuất hiện các nguồn nước phú dưỡng, hệ sinh thái bị phá huỷ, sự biến mất

của các vùng ngập nước, nước ngầm ở vùng ven biển bị nhiễm mặn. Các kết

quả đánh giá hệ thống cho thấy: tầng nước ngầm bị phá huỷ, hệ sinh thái nước

và chất lượng nước bị xấu đi rất nhanh trong giai đoạn của thập kỷ 80 và đầu

thập kỷ 90 của thế kỷ XX.

Ô nhiễm và suy thoái nguồn nước đã buộc các nhà làm chính sách phải cân

nhắc và sửa đổi các nội dung về luật mà nội dung quan trọng nhất là kiểm soát

các chỉ tiêu ô nhiễm do các chất dinh dưỡng gây ra (làn sóng thứ hai).

Trong năm 1991 các điều luật sau đã được thông qua:

- Điều luật nước thải đô thị (1991) tập trung vào nước thải của các khu dân cư

(không bao gồm các làng nhỏ) cũng như nước thải công nghiệp chứa tạp chất

sinh huỷ.

- Qui định về kiểm soát nitrat từ hoạt động nông nghiệp.

Ngoài ra uỷ ban châu Âu còn đưa ra dự thảo về ngăn ngừa ô nhiễm mang

tính tổng hợp của EU (1996), tiêu chuẩn mới về chất lượng nước sinh hoạt

(1998).

Điều luật nước thải đô thị đề ra các mục tiêu tham vọng:


~ 6 ~

- Tất cả các khu dân cư trên 2000 người đều có hệ thống thu gom và xử lý

nước thải.

- Các hệ thống xử lý nước thải phải đạt trình độ bậc hai và xử lý dinh dưỡng

nếu nước thải sau xử lý bậc hai chứa nồng độ nitrat cao hoặc có dấu hiệu gây

ra hiện tượng phú dưỡng.

Thời hạn cuối để đạt các mục tiêu trên là vào 1998, 2000, 2005 tương hợp

với qui mô của hệ xử lý và nguồn nước nhận.

Từ nội dung qui định của các điều luật trên cho thấy tầm quan trọng của

việc kiểm soát chất dinh dưỡng trong nước thải và sự cấp bách của nó (chỉ có

7,5 năm thực hiện cho các hệ xử lý phục vụ cho 10.000 người.

Để thực hiện điều luật chung, các thành viên của cộng đồng EU tự lựa chọn

các vùng thải ―nhạy cảm‖ trong nước mình, vùng nhạy cảm chung sẽ được hội

đồng EU quyết định. Các nước thành viên cũng được quyền tự lựa chọn tiêu

chuẩn thải: mức độ giảm thiểu dinh dưỡng (%) hoặc nồng độ chất thải sau xử

lý trong quá trình kiểm soát.

Theo đó, hiệu quả xử lý của các hệ thống cần đạt các tiêu chuẩn được ghi

trong bảng 1. 1.

Bảng 1. 1. Tiêu chuẩn thải đối với chất dinh dưỡng của EU theo mức độ giảm

thiểu (%) hay nồng độ chất thải.

Chất ô nhiễm Nồng độ thải Mức giảm thiểu ít nhất

P - tổng 2 mg/l cho hệ 10.000 người

1 mg/l cho hệ > 10.000 người

80%

N - tổng 15 mg/l cho hệ 10.000 người

10 mg/l cho hệ > 10.000 người

70 - 80%

Ngoài vấn đề kiểm soát dinh dưỡng trong nước thải, trong hoạt động sản

xuất nông nghiệp, những giải pháp cưỡng bức sau cũng được áp dụng:

- Hạn chế sử dụng phân chuồng và liều lượng bón vào những thời điểm và địa

điểm được qui định.

- Lưu trữ phân chuồng ở mức tối thiểu.

- Thực hiện các giải pháp tối ưu nhằm đáp ứng vừa đủ lượng đạm cho cây

trồng (từ phân bón và từ đất).


~ 7 ~

Chiến lược kiểm soát ô nhiễm dinh dưỡng trong nước của mỗi quốc gia đều

dựa vào các qui định chung của quốc tế (ví dụ theo văn bản khuyến cáo

9/2/1988 tại Helcom), của các vùng lãnh thổ (ví dụ EU) và tiểu vùng (ví dụ

vùng biển Baltic, vịnh Phần Lan, lưu vực của các sông lớn, các bãi biển) cùng

với các đặc thù riêng của từng quốc gia.

Luật, biện pháp thực thi luật và chương trình hành động của từng quốc gia

trong EU được đặt ra và thực hiện.

Để bảo vệ nguồn nước, ngăn ngừa sự hình thành các nguồn nước phú

dưỡng và phù hợp với luật của cộng đồng châu Âu, chính phủ Phần Lan qui

định: Tất cả các hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt phục vụ khu dân cư trên

10.000 người cần phải giảm thiểu 70% lượng nitơ trong nước thải nếu nguồn

nước nhận nó có nguy cơ trở nên phú dưỡng và nếu nước có nhiệt độ cao hơn

12oC đối với các hệ thống xử lý phục vụ trên 100.000 người.

Trong chiến lược bảo vệ nguồn nước của mình trong các giai đoạn 1995 -

2005, dựa trên các kết quả nghiên cứu toàn diện về nhiều khía cạnh khác nhau,

chính phủ cũng đưa ra một số khuyến cáo khác:

- Tất cả các hệ thống xử lý nước thải cần phải loại bỏ được hợp chất nitơ khi

các nguồn nhận nước trong nội địa có nguy cơ bị thiếu oxy do ô nhiễm

amoniac hoặc có tác động xấu đến chất lượng nước cấp hay đời sống của

thuỷ động vật.

- Tất cả các hệ thống xử lý nước thải phục vụ trên 10.000 người đổ ra vịnh

Phần Lan, biển Archipelago, hoặc các sông vùng ven biển Bothnia đều cần

loại bỏ nitơ . Trong giai đoạn 1988 - 2004 cần phải giảm 60 - 65% lượng

nitơ trong nước thải.

Với các qui định trên sẽ có khoảng 30 hệ thống xử lý nước sinh hoạt ở Phần

Lan cần phải tiến hành xử lý nitơ . Mục tiêu hoặc nhu cầu là giảm 85 - 90%

tổng lượng amoniac trong nước thải hoặc nồng độ amoniac sau khi xử lý, tính

trung bình theo năm là 4 mg/l [3].

Tại Đan Mạch chương trình hành động giảm thiểu ô nhiễm chất dinh dưỡng

được quốc hội thông qua vào năm 1987 và có hiệu lực thi hành đối với các hệ

thống xử lý từ 1. 1993 [4].

Chương trình hành động của Đan Mạch qui định chỉ tiêu thải chung cho

nước thải sinh hoạt về BOD, tổng nitơ và tổng photpho. Các chỉ tiêu thải liên

quan đến qui mô của hệ thống xử lý tính theo số người được phục vụ, hệ thống

xây mới và các hệ thống đang tồn tại (bảng 1. 2).


~ 8 ~

Trong chương trình hành động có tới 289 hệ thống xử lý nước thải phải hạ

thấp nồng độ photpho xuống dưới 1,5 mg/l, 165 hệ xử lý phải giảm nồng độ

nitơ xuống dưới 8 mg/l. Thời gian dành cho chương trình hành động không

dài: 138 hệ xử lý phải hoàn thành ngay trong năm 1993, 25 hệ được phép hoàn

thành chậm hơn một năm, 25 hệ khác được phép hoàn thành chậm hơn hai

năm, chỉ duy nhất một hệ xử lý (lớn nhất tại Lynetten) được phép kéo dài 4

năm.

Bảng 1. 2. Tiêu chuẩn thải chung đối với nước thải sinh hoạt của Đan

Mạch.

Qui mô hệ xử lý

(số người được phục vụ)

T - N

mg/l

T - P

mg/l

BOD

mg O2/l

< 5000 - - -

Hệ mới, > 5000 8 1,5 15

Hệ đã tồn tại

5000 - 15.000

>15.000

-

8

1,5

1,5

-

15

Để thực hiện chiến lược giảm thiểu ô nhiễm do chất dinh dưỡng, chính phủ

Na Uy đã chi 9 triệu NOK cho chương trình nghiên cứu trên. Mục đích chính

của dự án nghiên cứu là tìm các biện pháp xử lý dinh dưỡng thích hợp với điều

kiện của Na Uy là có khí hậu lạnh và nước thải bị pha loãng, sao cho có thể

giảm 50 - 80% hàm lượng dinh dưỡng trong nước thải sinh hoạt với chi phí

xây dựng và vận hành hợp lý [6].

Nhằm thực hiện điều luật nước thải đô thị của EU, vùng Flemish ở Bỉ được

liệt vào vùng nhạy cảm, nên các hệ thống xử lý nước thải cho hơn 10.000

người phải đáp ứng tiêu chuẩn thải về phương diện dinh dưỡng. Do được đầu

tư thoả đáng, điều luật trên sẽ được thực thi trọn vẹn vào năm 2005 trong tất cả

118 hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt [7]. Để đạt tiêu chuẩn chất lượng thải,

các hệ thống xử lý phải giảm thiểu ít nhất 75% nồng độ các chất dinh dưỡng.

Từ năm 1990 chính quyền Flemish thực hiện một chương trình khẩn cấp

nâng cao hiệu quả xử lý của các hệ thống cũ với hiệu suất xử lý chỉ đạt khoảng

33%. Hãng Aquafin Ltd được thành lập và được chỉ định nhiệm vụ: tu sửa,

xây dựng và vận hành những cơ sở hạ tầng cần thiết để phục vụ xử lý nước

thải. Nhằm phục vụ tốt hệ thống xử lý nước thải ngày càng tăng, Aquafin Ltd

thực hiện tiêu chuẩn hoá các công nghệ áp dụng thích hợp cho các qui mô


~ 9 ~

khác nhau trên cơ sở nghiên cứu so sánh về các chỉ tiêu kinh tế và môi trường.

Tiêu chuẩn hoá chẳng những được xác lập cho tổng thể quá trình xử lý nước

thải, bùn thải mà còn cho từng đơn vị công nghệ của hệ thống. Tiêu chuẩn hoá

còn áp dụng cho cả các sơ đồ công nghệ chuẩn, phương pháp tính toán và

kiểm soát hệ thống hoạt động. Tất cả các tiêu chuẩn trên được xuất bản thành

tài liệu để thúc đẩy nhanh công việc thiết kế, xây dựng và vận hành hệ thống

xử lý nước thải. Tuỳ theo qui mô của hệ thống xử lý, tiêu chuẩn kỹ thuật được

ấn định tương ứng (bảng 1. 3, 1. 4).

Bảng 1. 3. Tiêu chuẩn hoá hệ thống công nghệ xử lý qui mô lớn.

Qui mô phục

vụ (người)

BOD/COD/SS/N/P BOD/N Công nghệ

2000 -5000 25/125/60/... - một mương oxy hóa có lắng

trung tâm, có thể thao tác

theo mẻ, xử lý P bằng biện

pháp hóa học.

5000 - 10.000 25/125/60/-/ - một mương oxy hóa với vùng

thiếu khí, sục khí bề mặt, xử

lý P bằng biện pháp hóa học.

10.000 - 30.000

25/125/35/15/2 < 4

> 4

một mương oxy hóa, sục khí

bề mặt gián đoạn, xử lý P

bằng biện pháp hóa học.

một mương oxy hóa với vùng

thiếu khí, sục khí bề mặt, xử

lý P bằng biện pháp hóa học.

30.000 -100.000 25/125/35/15/2 - hai mương oxy hóa có sục

khí thay phiên, sục khí phân

tán mịn, xử lý P bằng biện

pháp hóa học.

>100.000 25/125/31/10/1 - Phụ thuộc vào điều kiện địa

phương.

Trong các chương trình hành động giảm thiểu tạp chất dinh dưỡng, luôn

xác định các chỉ dẫn cụ thể như trên [3, 4, 5, 8].

Đã có rất nhiều cố gắng được thực hiện nhằm cải tạo các hệ thống đang

hoạt động nhằm đáp ứng chỉ tiêu thải chất dinh dưỡng. Từ năm 1995 đến 2007

chính phủ Bỉ chi tiêu cho chương trình trên 5,2 tỉ Euro.

Dự án cấu trúc lại và phục hồi nguồn nước mặt thuộc lưu vực sông Ruhr

(CHLB Đức) bằng các giải pháp ngăn ngừa ô nhiễm bởi các chất dinh dưỡng


~ 10 ~

do nước thải sinh hoạt tiêu tốn 2 tỉ Mark. Lưu vực trên có diện tích 4488 km2

với dân số khoảng 2,2 triệu người. Vùng nước có hiện tượng phú dưỡng do

nguồn nước thải chứa nhiều chất dinh dưỡng, hiệu quả xử lý của các hệ thống

chỉ đạt khoảng 25% đối với hợp chất nitơ và 10% đối với photpho. Sau nhiều

năm thực hiện, cho đến năm 1999 nồng độ amoniac giảm xuống còn 2,3 mg/l

(năm 1972 là 20 mg/l), của photpho là 0,15 mg/l (vào những năm 70 là 0,8

mg/l) [9].

Bảng 1. 4. Tiêu chuẩn hoá công nghệ hệ xử lý qui mô nhỏ.

Qui mô (người) BOD/COD/SS

50/250/60 (mg/l)

BOD/COD/SS

25/125/60 (mg/l)

BOD/COD/SS/N/P

25/125/35/15/2 (mg/l)

20 - 500 Lắng sơ cấp,

xử lý với thảm

cây sậy hai giai

đoạn

- -

500 - 1000 - Đĩa lọc sinh

học, lọc qua

thảm sậy

Mương oxy hóa, xử

lý P bằng biện pháp

hóa học.

1000 - 2000 Mương oxy hóa

Vùng vịnh Chesapeake ở bắc Mỹ nằm giữa các bang Maryland,

Pennsylvania, Virginia và quận Columbia là vùng biển giàu tiềm năng thực

vật, động vật: 3600 loài động, thực vật, cá với nhiều loại quý hiếm, diện tích

mặt nước là 165.760 km2. Đây là vùng kinh tế và phát triển bền vững với 15

triệu dân từ trên 300 năm nay [10].

Vào thập kỷ 60, 70 của thế kỷ 20, chất lượng môi trường nước ở đây xấu đi

rõ rệt: nước thiếu oxy, đục, thực vật, động vật suy giảm, hiệu quả đánh bắt

thuỷ sản giảm sút mạnh. Trước thực trạng đó, quốc hội Mỹ chỉ đạo cho cục

môi trường Mỹ phối hợp với các bang liên quan tiến hành đánh giá hiện trạng

môi trường vùng vịnh với kinh phí 27 triệu USD. Đánh giá kết thúc vào năm

1982 và đề ra các giải pháp phục hồi vào 1983. Kết quả đánh giá cho thấy sự

suy giảm đa dạng sinh học trong vịnh và nghề cá có nhiều nguyên nhân: mất

khả năng sinh sản trong vùng nước chảy ngược, đánh bắt quá mức, bệnh tật,

nồng độ các chất dinh dưỡng cao.

Kết quả nghiên cứu trong bảy năm cho thấy nguyên nhân quan trọng nhất

dẫn tới chất lượng nước xấu là do hàm lượng hợp chất nitơ, photpho cao, thúc


~ 11 ~

đẩy sự phát triển ồ ạt của tảo. Khi phát triển mạnh, tảo che chắn ánh sáng

không cho thực vật sống ở lớp dưới phát triển, làm mất nguồn thức ăn cho

thuỷ động vật. Khi chết tảo lắng xuống đáy, bị vi sinh vật và nấm phân huỷ

làm cạn kiệt nguồn oxy hoà tan cung cấp cho các loài động vật khác. Trong

khi phân huỷ tảo, các chất dinh dưỡng và hữu cơ lại được chiết ra môi trường

nước từ trầm tích, các yếu tố trên lại thúc đẩy vi sinh vật phát triển. Vi sinh vật

phát triển sẽ bám vào thân, lá thực vật làm giảm khả năng quang hợp của thực

vật. Đó là quá trình gây ra giảm chất lượng nước của vùng vịnh.

Một chương trình phục hồi vịnh Chesapeake rộng lớn được thực hiện bởi

nhiều tổ chức (26 tổ chức tham gia ký kết). Ngoài một số biện pháp mang tính

quản lý, truyền thông, mục tiêu chính của chương trình phục hồi (thoả thuận

1987) là giảm lượng dinh dưỡng vào vịnh 40% vào năm 2000 so với năm

1985. Chỉ tiêu trên tương ứng với chất lượng nước thải khi đổ vào vịnh là 6

mg N/l và 1 mg P/l của tất cả các hệ thống xử lý trong vùng.

Cho tới năm 1992 nội dung trên được xem xét và đánh giá lại, kết quả cho

thấy mục tiêu đặt ra là khả thi và mở rộng qui định trên cho tất cả các vịnh.

Tới cận thời điểm năm 2000, kết quả thực hiện chương trình được tiếp tục

đánh giá và cho thấy mục tiêu giảm hàm lượng photpho thấp hơn chỉ tiêu đặt

ra từ 1 - 2%, giảm hàm lượng nitơ không đạt yêu cầu, chỉ khoảng 10 - 20%

(so với 40%). Vì vậy một chương trình mới lại được thoả thuận sẽ thực hiện

tiếp trong 10 năm tới nhằm phục hồi vùng vịnh Chesapeake [10].

Qua những trình bày trên cho thấy, chẳng những các nhà nghiên cứu khoa

học, công nghệ đã đưa ra cảnh báo về nguy cơ ô nhiễm do các chất dinh dưỡng

cùng với tác hại của nó mà ngay các cơ quan lập pháp, hành pháp, công

nghiệp, thương mại cũng tích cực tham gia vào các công việc trên để nhằm

duy trì một môi trường sống ổn định, bền vững.

Phù hợp với hoàn cảnh thực tế của mình, mỗi quốc gia đều có chiến lược và

các giải pháp phù hợp nhằm ngăn chặn ô nhiễm do các chất dinh dưỡng.

ở Việt Nam, công nghệ xử lý nước thải, đặc biệt là xử lý hợp chất dinh

dưỡng mới chỉ ở giai đoạn đầu, chủ yếu ở khu vực sản xuất công nghiệp, hầu

như chưa đụng chạm đến nước thải sinh hoạt.

Các qui định về tiêu chuẩn thải của Việt Nam cũng chưa đề cập tới các chất

dinh dưỡng và còn ở mức chung chung.

Nếu kịp thời đề ra các tiêu chuẩn thải cụ thể ngay ở giai đoạn ban đầu như

hiện nay thì sẽ rất thuận lợi cho các hệ thống xử lý nước thải sẽ được tiếp tục


~ 12 ~

xây dựng và vận hành trong thời gian tới và sẽ ít tốn kém hơn so với khi cần

bổ sung nâng cấp.

Nội dung trình bày ở trên liên quan đến quá trình phân huỷ, loại bỏ các chất

dinh dưỡng trong nước thải nhằm mục đích bảo vệ các nguồn nước. Thực hiện

mục tiêu đó rất tốn kém, không phải nước nào cũng có khả năng, ví dụ như ở

Mĩ trong trường hợp xử lý vùng vịnh Chesapeake cũng không dễ đáp ứng về

kinh phí [11]. Trong khi xử lý (phân huỷ) chất dinh dưỡng phải dùng đến năng

lượng và hoá chất với chi phí không thấp. Mặt khác các chất dinh dưỡng chính

là nguồn nguyên liệu quí của con người mà nhiều nơi trên thế giới (những

nước nghèo) còn đang thiếu và một số trong đó (P, S, K) không có khả năng

tái tạo và có lượng dự trữ hạn chế. Do vậy, các nhà khoa học hiện nay đang

khởi động các nghiên cứu hướng vào việc thu hồi và tái sử dụng các chất dinh

dưỡng từ phế thải song song với các nghiên cứu phá hủy (xử lý) chúng.

Trên cơ sở định hướng ―tái sử dụng và thu hồi chất dinh dưỡng‖ từ phế thải,

các nhà khoa học đã tập trung vào nghiên cứu vấn đề trên. Tại Amsterdam, 10.

2002, đã tổ chức hội nghị với chuyên đề ―from nutrient removal to recovery‖

(bước tiến từ phân hủy chất dinh dưỡng đến thu hồi chúng) để bàn bạc về

chiến lược và thảo luận một số kết quả ban đầu.

Protein là nguồn dinh dưỡng quan trọng của con người. Nguồn protein thu

được từ hoạt động sản xuất nông nghiệp hiện nay chủ yếu đi từ phân tổng hợp.

Sản lượng phân đạm tổng hợp của thế giới vào năm 1960 là 10 triệu tấn, tăng

lên 90 triệu tấn vào năm 1998. Ngoài lượng phân đạm tổng hợp, quá trình cố

định đạm của vi sinh vật được ước tính là 200 - 240 triệu tấn [13].

Phân lân được sản xuất chủ yếu từ quặng appatit, với mức độ tiêu thụ như

hiện nay, nguồn nguyên liệu còn đủ đáp ứng cho khoảng 300 năm tới [12].

Thu hồi, tái sử dụng các chất dinh dưỡng vừa đáp ứng được mục tiêu bảo

vệ nguồn nước, tiết kiệm năng lượng, hoá chất vừa thu nhận và tiết kiệm được

nguồn tài nguyên, phù hợp với phương pháp luận ―công nghệ xanh‖ (green

engineering). Nội dung chủ yếu của phương hướng trên là kết hợp việc xử lý ô

nhiễm do dinh dưỡng, quản lý chất lượng môi trường kết hợp với sản xuất.

Thu hồi các chất dinh dưỡng có thể thực hiện trên nhiều đối tượng từ chất

thải rắn (phân, phế liệu nông nghiệp, sinh khối, tảo, bèo...) hoặc từ chất thải

lỏng mà chủ yếu là nước thải, trước tiên là lượng nước thải sinh hoạt (nguồn

lớn nhất).


~ 13 ~

Vào cuối thế kỷ 20, lượng hợp chất nitơ tham gia vào chuỗi thức ăn của

con người trên thế giới là 15 kg/đầu người/năm. Một phần lượng nitơ trên

nằm ở dạng protein trong tế bào động, thực vật, lượng protein tiêu thụ dao

động 20 - 100 g/đầu người/ngày. Một phần lớn protein bị thải loại khỏi cơ thể

người trong chất thải, khoảng từ 5 - 16 g tính theo nitơ/ngày. Như vậy hàng

năm mỗi người thải ra 4,75 kg N (lấy số trung bình là 13 gN/người/ngày).

Lượng nitơ thải ra trong nước thải chiếm khoảng 30% so với lượng tiêu thụ.

Lượng thải nitơ từ phân thấp hơn so với nước tiểu (1,5 g so với 12,2 g trên đầu

người mỗi ngày) [13].

Lượng hợp chất nitơ, photpho từ nước tiểu, phân bị pha loãng tới trăm lần

khi thải ra tới cống rãnh, tức là trước khi được xử lý vì vậy thu hồi đạm từ

nước tiểu là đối tượng đầu tiên được quan tâm.

Có nhiều phương pháp để thu hồi các chất dinh dưỡng từ nước thải nhưng

biện pháp đầu tiên quan trọng nhất là tránh pha loãng. Tách riêng nước tiểu là

biện pháp thu hồi trực tiếp có hiệu quả vì 80% N, 50% P và 70% K trong nước

thải sinh hoạt có nguồn gốc từ nước tiểu. Sản xuất phân bón trực tiếp từ nước

tiểu được sẵn sàng chấp nhận miễn là nó đáp ứng được nhu cầu dinh dưỡng

cho cây trồng như phân tổng hợp, không gây mùi và sự cố [12, 14, 15, 16].

Hợp chất photpho cũng có thể thu hồi từ nước thải, tuy nhiên với giá thành

cao, vì vậy để thực hiện cần có các động lực (chính trị) khác. Cơ quan môi

trường của Thuỵ Điển đề nghị sẽ thu hồi 25% P vào năm 2015 và 40% vào

năm 2025 [12].

Xử lý hoặc thu hồi theo các phương pháp đơn lẻ thường tốn kém và đạt

hiệu quả không cao nên các nhà khoa học đang tìm cách phối hợp các giải

pháp trong một hệ tổng thể. Các hoạt động nghiên cứu theo hướng này được

chia làm ba mức theo qui mô của nội dung:

- Phối hợp các hệ thống khác nhau có liên quan đến nguồn tài nguyên (trong

đó quản lý chất thải chỉ là một bộ phận) khi xem xét một chu trình tổng thể.

- Nâng cao hiệu quả hoạt động của các quá trình, tạo ra được các mô hình sẵn

có hiệu quả (ví dụ kết hợp giữa tách riêng nước tiểu và xử lý nước thải hoặc

kết hợp xử lý với thu hồi, xử lý nước thải khai thác mỏ với thu hồi các sản

phẩm có trong nước thải).

- Hoàn chỉnh và nâng cao hiệu quả của từng đơn vị công nghệ, nghiên cứu kỹ

thuật mới có hiệu quả tốt hơn để áp dụng vào thực tế (ví dụ các quá trình kết

tủa amoniac và photphat dưới dạng struvite, quá trình Sharon/Anamox, oxy


~ 14 ~

hoá không hoàn toàn nước tiểu, oxy hoá tăng cường bùn vi sinh, sản xuất

phân bón từ chất dinh dưỡng trong nước thải.

Một trong những ví dụ về cải tiến và phối hợp các đơn vị công nghệ khác

nhau được thực hiện ở Mỹ (Virginia) là thu hồi photpho từ hệ thống xử lý

nước thải sinh hoạt. Sinh khối thải từ quá trình xử lý hiếu khí được phân huỷ

yếm khí, khi đó photpho trong sinh khối và amoniac được thải ra vào nước với

nồng độ cao (73% trong sinh khối). Amoniac và photphat được thu hồi dưới

dạng chất kết tủa struvite (MgNH4PO4). Sự có mặt của struvite và canxi

photphat làm tăng giá trị sử dụng của phân vi sinh. Sinh khối qua xử lý như

trên được dùng làm phân bón, đóng thành gói 18,2 kg với tên thương phẩm

―Nutra Green‖ với giá thành 1 USD hoặc bán ở dạng rời với giá 14 USD cho

18,31 m3 [11].

Tóm lại, để ngăn ngừa ô nhiễm các nguồn nước do các chất dinh dưỡng, từ

thập kỷ 90 các quốc gia đã ban hành và thực hiện nhiều luật liên quan đến tiêu

chuẩn thải, công nghệ xử lý và quản lý các nguồn nước.

Tuy nhiên, các chất dinh dưỡng là nguồn nguyên liệu quí giá của con người

và không phải là vô tận nên các nhà khoa học đồng thời nghiên cứu khả năng

thu hồi chúng. Về nguyên tắc có thể thu hồi các chất dinh dưỡng từ các nguồn

thải nhưng với giá thành cao. Phương hướng nghiên cứu chính là kết hợp các

quá trình quản lý tài nguyên, nâng cao hiệu quả xử lý của tổ hợp hệ thống và

từng đơn vị công nghệ và sản xuất ra sản phẩm.


~ 15 ~

Nguồn gốc và chu trình trong tự nhiên.

2. 1. Nguồn gốc.

Nguyên tố nitơ là thành phần luôn có mặt trong cơ thể động, thực vật sống

và trong thành phần của các hợp chất tham gia quá trình sinh hoá. Đồng thời

nó cũng tồn tại ở rất nhiều dạng hợp chất vô cơ, hữu cơ trong các sản phẩm

công nghiệp và tự nhiên.

Nguyên tố nitơ có thể tồn tại ở bảy trạng thái hoá trị, từ dạng khử (N-3

) là

amoniac đến dạng oxy hoá sâu (N+5

) là nitrat. Bảng 2. 1. ghi các trạng thái hoá

trị của nguyên tố nitơ và hợp chất hoá học đại diện cho trạng thái hoá trị đó.

Bảng 2. 1. Trạng thái hoá trị của nguyên tố nitơ trong hợp chất hóa học.

Hợp chất Công thức hóa học Hóa trị

Amoni/amoniac NH4+/NH3 -3

Khí nitơ N2 0

Dinitơ oxit N2O +1

Nitơ oxit NO +2

Nitrit NO2--N +3

Nitơ dioxit NO2 +4

Nitrat NO3--N +5

Trong môi trường nước tự nhiên, các hợp chất amoniac, hợp chất hữu cơ

chứa nitơ, khí nitơ, nitrat và nitrit có nồng độ không đáng kể, tuy vậy chúng là

nguồn nitơ cho phần lớn sinh vật trong đất và nước. Vi sinh vật sử dụng nguồn

nitơ kể trên vào tổng hợp axit amin, protein, tế bào và chuyển hoá năng lượng.

Trong các quá trình đó, hợp chất nitơ thay đổi hoá trị và chuyển hoá thành các

hợp chất hoá học khác.

Nguồn phát thải hợp chất nitơ vào môi trường rất phong phú: từ các chất

thải rắn, khí thải, nước thải nhưng quan trọng nhất là từ nguồn phân và chất

bài tiết trong nước thải sinh hoạt.

2


~ 16 ~

Trong nước thải, photpho tồn tại chỉ ở một dạng hoá trị là +5 và do vậy hợp

chất photpho tồn tại trong tự nhiên không nhiều: hợp chất muối và este của

axit photphoric. Axit photphoric, H3PO4 là một axit yếu với ba bậc phân li,

ứng với các hằng số axit pKA là 2,16, 7,16 và 12,4. Khi phân li, gốc photphat

hình thành là thành phần tham gia vào các quá trình sinh hoá của tế bào động,

thực vật. Vi sinh vật và nhiều cơ thể sống sử dụng photphat đơn (ortho -

photphat) này để tạo ra các hợp chất hữu cơ chứa photphat trong các tế bào:

trong axit nucleic, photpho lipit, adenosin triphotphat, hormon. Canxi photphat

là thành phần cơ bản của xương.

Ngoài dạng photphat đơn và photphat hữu cơ, polyphotphat là dạng tồn tại

khác hay gặp trong nước thải. Polyphotphat là hợp chất tạo thành do quá trình

trùng ngưng của axit photphoric. Phụ thuộc vào cách sắp xếp của gốc photphat

có thể tạo ra polyphotphat mạch thẳng hoặc mạch vòng (polymetaphotphat)

[3]. Chúng có độ tan thấp.

Trong môi trường nước, tất cả các dạng polyphotphat đều có thể bị thuỷ

phân tạo thành photphat đơn.

Photphat là hợp chất không bay hơi, dễ tạo thành các hợp chất có tính tan

thấp (với Al3+

, Fe2+

, Ca2+

) nên chúng chỉ tồn tại trong môi trường nước và

trong đất, trầm tích. Trong các trầm tích do hoạt động của các loại vi sinh vật

yếm khí, photphat dạng không tan lại được tiết ra dưới dạng photphat đơn tan

vào nước, chúng lại được tảo và vi sinh hấp thu.

Photpho trong nước thải chủ yếu có từ nguồn gốc: phân người, nước tiểu,

đồ thải thức ăn, chất tẩy rửa tổng hợp, chất thải từ sản xuất công nghiệp, chất

chống ăn mòn trong các đường ống dẫn nước.

2. 1. 1. Nguồn nước thải sinh hoạt.

Thành phần nitơ trong thức ăn của người và động vật nói chung chỉ được

cơ thể hấp thu một phần, phần còn lại được thải ra dưới dạng chất rắn (phân)

và các chất bài tiết khác (nước tiểu, mồ hôi).

Nguồn nước thải từ sinh hoạt gồm: nước vệ sinh tắm, giặt, nước rửa rau,

thịt, cá, nước từ bể phốt, từ khách sạn, nhà hàng, các dịch vụ công cộng như

thương mại, bến tàu xe, bệnh viện, trường học, khu du lịch, vui chơi, giải trí.

Chúng thường được thu gom vào các kênh dẫn thải. Hợp chất nitơ trong nước

thải là các hợp chất amoniac, protein, peptid, axit amin, amin cũng như các


~ 17 ~

thành phần khác trong chất thải rắn và lỏng. Mỗi người hàng ngày tiêu thụ 5-

16 g nitơ dưới dạng protein và thải ra khoảng 30% trong số đó. Hàm lượng

nitơ thải qua nước tiểu lớn hơn trong phân khoảng 8 lần [18]. Các hợp chất

chứa nitơ , đặc biệt là protein, và urin trong nước tiểu bị thuỷ phân rất nhanh

tạo thành amoni/amoniac. Trong các bể phốt xảy ra quá trình phân huỷ yếm

khí các chất thải, quá trình phân huỷ này làm giảm đáng kể lượng chất hữu cơ

dạng carbon nhưng tác dụng giảm hợp chất nitơ không đáng kể, trừ một phần

nhỏ tham gia vào cấu trúc tế bào vi sinh vật. Hàm lượng hợp chất nitơ trong

nước thải từ các bể phốt cao hơn so với các nguồn thải chưa qua phân huỷ yếm

khí.

Trong nước thải sinh hoạt, nitrat và nitrit có hàm lượng rất thấp do lượng

oxy hoà tan và mật độ vi sinh tự dưỡng (tập đoàn vi sinh có khả năng oxy hoá

amoni) thấp. Thành phần amoni chiếm 60 - 80% hàm lượng nitơ tổng trong

nước thải sinh hoạt [1, 2].

Nguồn phát thải photpho quan trọng nhất trong nước thải sinh hoạt là phân,

thức ăn thừa, chất tẩy rửa tổng hợp. Lượng photpho có nguồn gốc từ phân

được ước tính là 0,2 - 1,0 kg P/người/năm hoặc trung bình là 0,6 kg. Lượng

photpho từ nguồn chất tẩy rửa tổng hợp được ước tính là 0,3 kg/người/năm.

Sau khi hạn chế hoặc cấm sử dụng photpho trong thành phần chất tẩy rửa,

lượng photpho trên giảm xuống, còn khoảng 0,1 kg/người/năm.

Thức ăn thừa: sữa, thịt, cá hoặc dụng cụ nấu ăn, đựng các loại trên khi vào

nước cũng thải ra một lượng photpho đáng kể.

Nồng độ hợp chất nitơ, photpho trong nước thải sinh hoạt biến động theo

lưu lượng nguồn nước thải: mức độ sử dụng nước của cư dân, mức độ tập

trung các dịch vụ công cộng, thời tiết, khí hậu trong vùng, tập quán ăn uống

sinh hoạt (thức ăn nguội, tự nấu nướng), thay đổi mạnh theo chu kỳ thời gian

ngày tháng cũng như mức sống và tiện nghi của cộng đồng. Lượng chất thải vì

vậy thường được tính theo đầu người (khối lượng khô) hoặc nồng độ sau khi

đã được pha loãng với mức nước sử dụng trên đầu người (ở các nước công

nghiệp khoảng 190 lít/người/ngày) hoặc trong các cống rãnh thải (450

lít/người/ngày). Nồng độ pha loãng được gọi là nồng độ tại điểm xả hoặc trong

cống thải.

Rất đáng tiếc là ở Việt Nam chúng ta không có các số liệu đã nêu. Bảng 2.

2 ghi đặc điểm nước thải sinh hoạt khá đặc trưng của các thành phố ở Mỹ [1,

2].


~ 18 ~

Bảng 2. 2. Mức độ ô nhiễm nước thải sinh hoạt, tính theo khối lượng khô trên

đầu người trong ngày tại điểm xả C(x) và tại cống rãnh C(R).

Thông số m (g/người/ngày) C(x) (mg/l) C(R) (mg/l)

BOD 85 450 187

COD 198 1050 436

Cặn không tan 95 503 209

NH3-N 7,8 41,2 17,2

TKN-N

(tổng nitơ Kjeldahl)

13,3 70,4 29,3

P-Hữu cơ 1,23 6,5 2,7

P-Vô cơ 2,05 10,8 4,5

P-tổng 3,28 17,3 7,2

Mức độ ô nhiễm nitơ và photpho trong nước thải từ bếp nấu ăn và từ các

bể phốt cao hơn so với các giá trị đưa ra trong bảng 2. 2 vì hình thái sinh hoạt

ở các vùng, các vị trí có nước thải khác nhau, ví dụ khách sạn không có nhà

ăn, trường học, các công sở, bệnh viện, khu du lịch, nghỉ mát khác nhau nên

nước thải từ các nguồn có độ ô nhiễm cũng khác nhau. Giá trị ô nhiễm đặc

trưng vì vậy chỉ có thể có được bằng cách đánh giá trực tiếp mang tính hệ

thống. Nước thải sinh hoạt có nguồn gốc từ nhiều loại hình hoạt động, chúng

thường được thu gom về các cống dẫn thải. Thành phần ô nhiễm và mức độ ô

nhiễm đặc trưng của nước thải sinh hoạt từ cống dẫn thải được ghi trong bảng

2. 3.

Bảng 2. 3. Đặc trưng ô nhiễm nước thải sinh hoạt [1].

Thành phần Đơn vị Nồng độ

Khoảng Đặc trưng

Chất rắn tan mg/l 350 - 1200 700

Cặn không tan mg/l 100 - 350 210


~ 19 ~

BOD mg/l 110 - 400 210

TOC mg/l 80 - 240 160

COD mg/l 250 - 1000 500

Nitơ tổng (N) mg/l 20 - 85 35

NH3-N mg/l 12 - 50 22

P-tổng (P) mg/l 4 - 15 7

P-hữu cơ mg/l 1 - 5 2

P-vô cơ mg/l 3 - 10 5

2. 1. 2. Nguồn nước thải công nghiệp.

Ô nhiễm do hợp chất nitơ, photpho từ sản xuất công nghiệp liên quan chủ

yếu tới chế biến thực phẩm, sản xuất phân bón hay trong một số ngành nghề

đặc biệt như chế biến mủ cao su, chế biến tơ tằm, thuộc da.

Chế biến thực phẩm thải một lượng đáng kể hợp chất chứa nitơ, photpho

liên quan đến loại thực phẩm chứa nhiều đạm: chế biến thuỷ hải sản, giết mổ

và sản xuất thức ăn từ các loại thịt, sữa, đậu, nấm.

Chế biến thuỷ sản, giết mổ gia súc gồm các công đoạn sản xuất các sản

phẩm đông lạnh (thô) và đồ hộp, tỉ lệ các sản phẩm trên phụ thuộc vào nhu cầu

của thị trường và trình độ phát triển công nghệ của từng nước. Giai đoạn đầu

của quá trình chế biến là vệ sinh, giết, mổ, loại bỏ các phần thải (vây cá, lông,

lòng, phân, chân tôm, cua...). Các công đoạn kể trên thường được thực hiện

trong nước hoặc được rửa bằng nước với lượng khá lớn. Nước thải từ khâu

giết mổ chứa một lượng lớn máu, mỡ, phân cùng các mảnh thịt vụn, nước thải

từ khâu giết mổ được thu gom cùng với nước vệ sinh dụng cụ hoặc diện tích

làm việc.

Hợp chất chứa nitơ, photpho nhanh chóng được tiết ra từ các thành phần

rắn vào nước với tốc độ phụ thuộc vào mức độ phân tán (kích thước), nhiệt độ

môi trường và loại sản phẩm chế biến.

Chủng loại và kích thước vật giết mổ gây ra độ ô nhiễm rất khác nhau: giết

mổ cá (sản phẩm dạng phi lê) thấp hơn nhiều so với làm tôm đông lạnh, chế

biến mực và bạch tuộc thải ra nguồn nước có độ ô nhiễm rất cao [4, 5]. Với

cùng chủng loại thì vật mổ có kích thước (trọng lượng) lớn sẽ ít gây ô nhiễm

hơn vật có kích thước nhỏ khi tính theo đầu vật mổ hay khối lượng. Vật bị giết


~ 20 ~

mổ có kích thước nhỏ (gia cầm) thải ra một lượng nước lớn và độ ô nhiễm cao

hơn so với loại kích thước lớn (bò, lợn) khi tính theo đơn vị khối lượng [6,

7].

Chế biến sữa, sản xuất bơ, pho mát, chế biến nấm, ươm tơ cũng thải ra một

lượng nước thải đáng kể chứa hợp chất nitơ [8, 9, 10].

Quá trình sản xuất một số loại hoá chất, phân bón, sợi tổng hợp thải ra

lượng khá lớn hợp chất hữu cơ chứa nitơ, các hợp chất này dễ bị thuỷ phân

trong môi trường và tạo ra amoniac [6, 8].

Nồng độ hợp chất nitơ, photpho trong nước thải công nghiệp cũng biến

động rất mạnh, không chỉ theo mùa vụ mà cả trong từng ngày, nhất là đối với

các cơ sở chế biến thực phẩm sản xuất đồng thời nhiều loại sản phẩm. Vì lý do

đó các số liệu phân tích về ô nhiễm nói chung hay về nitơ, photpho nói riêng

chỉ mang tính chất khái quát, không thể sử dụng trực tiếp làm số liệu cho tính

toán thiết kế hệ thống xử lý. Ví dụ tại xí nghiệp chế biến thuỷ sản F 10, Đà

Nẵng vào thời điểm tháng 2 - 3 năm 1999, trong cùng ngày mức độ dao động

của COD nằm trong khoảng 600 - 2700 mg/l, của hợp chất nitơ từ 40 - 180

mg N/l còn của photpho từ 16 đến 58 mg P/l. Sự dao động lớn là do đồng thời

chế biến các mặt hàng đông lạnh: cá, tôm, mực.

Bảng 2. 4 ghi mức độ ô nhiễm hợp chất nitơ trong một vài nguồn thải [2, 8].

Để có số liệu thiết kế, cách duy nhất cần thực hiện là đánh giá tại chỗ, thu

thập số liệu mang tính đại diện, các số liệu khác chỉ mang tính tham khảo.

Bảng 2. 4. Nồng độ nitơ tổng trong nước thải công nghiệp[7, 8, 9].

Nguồn Nồng độ nitơ tổng (mg/l) (khoảng)

- Giết mổ 115

- Chế biến thịt 76

- Chế biến:

+ Cá da trơn

+ Cua

+ Tôm

+ Cá

33 (28 - 50)

94 (58 - 138)

215 (164 - 266)

30

- Chế biến rau, quả, đồ uống 4

- Bột, sản phẩm khoai tây 21 (5 - 40)

- Rượu vang 40 (10 - 50)


~ 21 ~

- Hóa chất, phân bón

+ NH3-N

+ NO3--N

1270

550

2. 1. 3. Nguồn thải từ nông nghiệp, chăn nuôi.

Canh tác nông nghiệp về nguyên tắc phải bón phân đạm và lân cho cây

trồng vì các yếu tố trên thiếu trong đất trồng trọt. Trong rất nhiều trường hợp

người ta còn sử dụng nguồn nước thải để tưới nhằm tận dụng lượng hợp chất

nitơ , photpho trong đó để làm phân bón cho cây trồng [11, 12]. Điều đáng bàn

là ở chỗ lượng phân bón mà cây trồng không hấp thu được do nhiều nguyên

nhân: phân huỷ, rửa trôi (phân đạm urê, phân lân, phân tổng hợp NPK) hoặc

do tạo thành dạng không tan, nhất thời cây trồng không thể hấp thu đối với

phân lân. Có số liệu cho thấy phân urê khi bón cho lúa nước có thể bị mất mát

tới 30 - 40% do bị rửa trôi, thấm vào đất hay bị phân huỷ ngoài môi trường.

Trong môi trường nước, urê rất dễ dàng bị thủy phân tạo thành amoniac và khí

carbonic:

CO(NH2)2 + H2O CO2 + 2 NH3

Lượng nitơ trong phân đạm urê chiếm 46%, mỗi ha lúa nước sử dụng

khoảng 12 kg urê, với lượng phân đạm sử dụng hàng năm ở nước ta khoảng 2

triệu tấn thì lượng nitơ thải vào môi trường cũng khá lớn. Tuy nhiên do diện

phân bố rộng nên hàm lượng amoniac trong nước mặt không cao. Mặt khác

khi tồn tại trong nước amoniac cũng bị các loại thuỷ thực vật khác như rong,

rêu, tảo, cỏ dại hấp thu và một phần chuyển hoá thành dạng hợp chất khác như

nitrat do hoạt động của vi sinh vật.

Nguồn nước thải phát sinh do chăn nuôi gia cầm, gia súc có lưu lượng nhỏ

hơn so với nước sinh hoạt, chủ yếu là nước tắm rửa và vệ sinh chuồng trại.

Nước thải từ chuồng trại chăn nuôi chứa một lượng chất rắn không tan lớn:

phân, rác rưởi, bùn đất, thức ăn thừa rơi vãi, các hợp chất hữu cơ chứa nitơ,

photpho được chiết ra từ các chất thải rắn khi gặp nước. Nồng độ các tạp chất

trong nước thải chuồng trại cao hơn từ 50 - 150 lần so với mức độ ô nhiễm của

nước thải đô thị, nồng độ hợp chất nitơ (TKN) nằm trong khoảng 1500 -

15200 mg N/l, của photpho từ 70 - 1750 mg P/l. [13, 14].


~ 22 ~

Nước thải chuồng trại của các loài nuôi khác nhau có độ ô nhiễm khác nhau

vì các thành phần dinh dưỡng trong phân khác nhau [15, 16]. Bảng 2. 5 ghi

một số thành phần chính trong phân của các loài vật nuôi khác nhau.

Nồng độ hợp chất nitơ, photpho tăng dần theo thời gian lưu giữ nước thải

do lượng chất hữu cơ có khả năng sinh huỷ rất lớn (BOD: 2300 - 49.000 mg/l),

trong thời gian lưu giữ chúng bị phân huỷ yếm khí tạo ra khí metan và

carbonic trong khi hợp chất nitơ, photpho hầu như không biến động, trong khi

đó các vi sinh bị chết cũng tiếp tục phân huỷ thải ra hợp chất nitơ, photpho.

Bảng 2. 5. Thành phần chính trong phân tươi của một số loài nuôi (giá trị

trung bình)[16].

Phân loài nuôi Độ ẩm (%) N (%) P2O5 (%) K2O (%)

Bò thịt 85 0,5 0,2 0,5

Bò sữa 85 0,7 0,5 0,5

Gia cầm 72 1,2 1,3 0,6

Lợn 82 0,5 0,3 0,4

Dê, cừu 77 1,4 0,5 0,2

ở một số nước, đặc biệt là ở đông nam Á và Việt Nam có nghề nuôi thuỷ

sản rất phát triển. Vào thời điểm năm 2005 diện tích nuôi thuỷ sản ở Việt Nam

là trên 300.000 ha. Khác với nuôi quảng canh và bán thâm canh, nuôi thâm

canh (công nghiệp) sử dụng thức ăn tổng hợp với liều lượng khá lớn, 100 - 120

kg/ngày/ha. Thức ăn tổng hợp chứa 30 - 36% protein thô. Các kết quả đánh giá

cho thấy, thuỷ động vật nuôi chỉ hấp thu được khoảng 25 - 40% lượng nitơ, 17

- 25% lượng photpho trong thức ăn tổng hợp. Hiệu quả nuôi tuỳ thuộc vào loài

nuôi, nằm trong khoảng 1,8 - 2,9 kg thức ăn để thu được 1 kg sản phẩm tươi

(trong đó 80% là nước). Do hiệu quả hấp thu N, P từ thức ăn không cao, phần

còn dư nằm trong nước nuôi với hàm lượng khoảng 360 mg/m2/ngày [15].

Phân tôm cá, thức ăn thừa và chất bài tiết cũng đóng góp làm tăng nồng độ

hợp chất nitơ, photpho trong nước nuôi, nhất là khi phân và thức ăn thừa

không được thu gom và tách ra khỏi nguồn nước nuôi kịp thời.

Hợp chất nitơ nhanh chóng bị thuỷ phân thành amoniac và được tảo hấp

thu (hàm lượng protein thô trong tảo khô chiếm khoảng 50%, tương ứng với


~ 23 ~

8% N). Tảo là nguồn thức ăn trực tiếp cho vật nuôi (cá chép trắng, rô phi, cá

trắm... tôm...) và của các loài động vật phù du (nhỏ), động vật phù du là thức

ăn của loài nuôi. Khi hệ sinh thái trên ổn định thì mức độ ô nhiễm trong hồ

nuôi không lớn, khi mất cân bằng thì gây ô nhiễm lớn, gây ra nhiều sự cố bất

lợi. Ví dụ do sử dụng quá nhiều thức ăn dẫn đến mật độ tảo cao, một số loại

tảo lam phát triển ồ ạt (nước nở hoa) và chết hàng loạt. Khi tảo chết bị phân

huỷ sẽ thải ra một lượng lớn amoniac đầu độc vật nuôi.

Hàm lượng photpho trong nước nuôi thuỷ sản không cao do bị tảo hấp thu

hoặc nằm ở dạng sa lắng dưới lớp bùn ao.

Mức độ ô nhiễm hợp chất nitơ, photpho trong các ao nuôi phụ thuộc vào vật

nuôi, mật độ nuôi, mùa và chế độ thay nước (xem các bảng 2. 6, 2. 7).

Vào cuối vụ nuôi, trước khi thu hoạch (4 - 5 tháng nuôi/vụ) ao nuôi đôi khi

được tháo cạn và phơi. Nước thải từ các ao nuôi tôm, cá thâm canh có độ ô

nhiễm khá cao và mức độ ô nhiễm dao động lớn, ví dụ đối với photpho nằm

trong khoảng 0,05 - 0,40 mg P/l, amoniac: 0,15 - 1,0 mg N/l, tổng nitơ : 0,5 -

5,0 mg N/l và BOD: 5 - 20 mg/l [15].

Bảng 2. 6. Mức độ ô nhiễm trung bình và khoảng ô nhiễm trong ao nuôi cá da

trơn phụ thuộc vào mùa nuôi [15].

Thông số Đông Xuân Hè Thu

BOD (mg/l) 9,0 (1,9-17,5) 6,0 (2,1-21,9) 9,6 (2,6-20,3) 13,1 (1,3-35,5)

P-tổng (mg/l) 0,16 (0,00-0,57) 0,19 (0-0,39) 0,28 (0,01-0,71) 0,35 (0,05-1,48)

TNK (mg/l) 2,78 (0,58-9,19) 3,95 (1,47-10,64) 4,7 (1,57-11,26) 6,23 (1,98-14,04)

NH3-N (mg/l) 0,48 (0,03-2,48) 0,92 (0,01-4,08) 1,32 (0,05-4,71) 1,81 (0,09-7,71)

NO2--N (mg/l) 0,03 (0,01-0,11) 0,19 (0,01-1,37) 0,08 (0,02-0,53) 0,06 (0,01-0,30)

NO3--N (mg/l) 0,94 (0,18-6,31) 0,74 (2,90-13,40) 0,47 (2,60-13,00) 0,63 (4,30-16,80)

Bảng 2. 7. Mức độ ô nhiễm trong ao nuôi tôm phụ thuộc vào mật độ nuôi

(con/m2) [15].

Thông số Mật độ nuôi (con/m2)

30 40 50 60 70

NO2--N (mg/l) 0,02 0,01 0,06 0,08 0,08

NO3--N (mg/l) 0,07 0,06 0,15 0,15 0,15


~ 24 ~

NH3-N (mg/l) 0,98 0,98 6,36 7,87 6,50

N-tổng (mg/l) 3,55 4,04 14,9 20,9 17,1

P-tổng (mg/l) 0,18 0,25 0,53 0,49 0,32

BOD (mg/l) 10,0 11,4 28,9 33,9 28,8

2. 1. 4. Nước rác.

Rác thải sinh hoạt từ các đô thị, thành phố có khối lượng khá lớn. Tại các

thành phố lớn ở Việt Nam, lượng rác thải bình quân tính theo đầu người là 0,6

- 0,8 kg/người/ngày. Thành phần chủ yếu của rác thải là chất hữu cơ (rau, quả,

thực vật...) nhưng một lượng đáng kể các tạp chất vô cơ : gạch, sợi, xỉ than,

sành, sứ, thuỷ tinh và đặc biệt là polyme phế thải (bao bì) cũng thường có mặt.

Phụ thuộc vào trình độ quản lý và trình độ dân trí, ở các nước phát triển, rác

sinh hoạt được phân loại cẩn thận ngay từ hộ gia đình: rác hữu cơ, rác kim

loại, đồ vật vô cơ không có khả năng tái sử dụng (sành, sứ, đồ gốm, giấy vụn)

nhằm giúp cho quá trình tái sử dụng được thuận tiện và có hiệu quả. Rác hữu

cơ thường được dùng để chế tạo phân bón (cho cây trồng không sử dụng làm

thực phẩm) hoặc làm nguyên liệu để sản xuất năng lượng.

ở các nước đang phát triển, việc phân loại rác thải tại nguồn chưa được

thực hiện rộng rãi, thường được thu gom chung và mang chôn lấp tại các bãi

rác, đôi khi sử dụng một phần để sản xuất phân bón hữu cơ.

Rác được chôn lấp trong các bãi không được che phủ với diện tích khá lớn,

ví dụ bãi rác Nam Sơn, Sóc Sơn, Hà Nội có diện tích tới 83 ha. Tại các bãi

chôn lấp rác phát sinh một lượng lớn nước thải do nước mưa, nước ngầm hoặc

nước bề mặt thấm vào và chính do độ ẩm của rác thải. Để hạn chế lượng nước

rác người ta thường thực hiện các giải pháp kỹ thuật và quản lý thích hợp:

không chôn lấp dàn trải, dùng đất phủ kịp thời lên trên các diện tích đã chôn

lấp, đầm nén để tiết kiệm thể tích các hố chôn rác.

Để bảo vệ nguồn nước ngầm và chống sự lan truyền của nước rác người ta

thường lót vải chống thấm xung quanh hố chôn lấp rác, nước rác hình thành

được bơm gom về hồ trữ để xử lý trước khi thải ra môi trường.

Thành phần hoá học trong nước thải thấm ra từ bãi rác sinh hoạt (chủ yếu

chứa chất hữu cơ) phụ thuộc vào mức độ phân huỷ của rác, điều kiện thời tiết,

độ ẩm và tuổi của bãi rác.


~ 25 ~

Bãi chôn rác là lò ủ vi sinh yếm khí, trong đó một tập đoàn vi sinh vật hoạt

động phân huỷ một phần chất hữu cơ trong chất rắn. Tốc độ phân huỷ chất hữu

cơ của chúng trước hết phụ thuộc vào nhiệt độ và độ ẩm của bãi chôn rác.

Quá trình phân huỷ chất hữu cơ của vi sinh yếm khí gồm có ba giai đoạn

nối tiếp nhau. Thuỷ phân (bẻ gãy) các phân tử hữu cơ lớn như polyme, lipit,

protein, hydrat carbon thành các phân tử nhỏ như monosacharit, axit amin,

chúng là những nguyên vật liệu thích hợp cho quá trình tổng hợp tế bào và trao

đổi chất của loại vi sinh tạo axit thuộc nhóm acidogens ở giai đoạn thứ hai.

Giai đoạn thứ hai là giai đoạn chuyển hoá các sản phẩm đã thuỷ phân thành

axit (loại vi sinh acidogens như Clotridium spp, Peptococus anaerobus,

Difidobacterium spp, Desulphovibrio spp...). Sản phẩm chính được tạo ra là

axit axetic và một loạt axit khác như crotonic, adipic, pyruvic, phthalic,

fumaric, lactic, succinic, mallonic, gallic, aconitic, oxaclic và khí hydro.

Giai đoạn tạo khí metan và carbon dioxit được thực hiện bởi nhóm vi sinh

methanogens (tạo ra metan). Loại vi sinh đáng quan tâm nhất là loại sử dụng

axit axetic và hydro, chúng có tốc độ phát triển chậm vì vậy giai đoạn hình

thành khí metan thường là bước chậm nhất. Ngoài axit axetic, loại vi sinh tạo

metan chỉ có khả năng sử dụng một số loại hạn chế các cơ chất khác như

format, acetat methanol, methylamin. Chủng vi sinh tạo metan và axit có

chung lợi ích và tồn tại, nương tựa nhau trong thế cân bằng động. Để duy trì

trạng thái ―động‖ tối ưu cần có các điều kiện thích hợp về pH, nhiệt độ, độ

kiềm, hàm lượng axit dễ bay hơi, thành phần dinh dưỡng. Trạng thái động tối

ưu giúp cho khả năng phân huỷ chất hữu cơ có hiệu quả cao.

Thành phần hoá học của nước rác trước hết phụ thuộc vào mức độ phân huỷ

của rác (nhiệt độ, độ ẩm, tuổi, điều kiện môi trường), chúng khác nhau rất rõ

rệt đối với từng bãi cụ thể. Nước thải từ các bãi rác với mức độ phân huỷ thấp

(mới, mùa khô, lạnh) đang trong giai đoạn axit hoá thì 80 - 90% chất hữu cơ

trong đó là các axit hữu cơ dễ bay hơi có khả năng sinh huỷ cao. Ngược lại

nước thải từ bãi rác có độ phân huỷ sâu (giai đoạn tạo khí metan đang và sắp

kết thúc) thì các chất hữu cơ trong đó chủ yếu là các chất trơ, khó sinh huỷ như

axit humic, fulvic, tannin, lignin và amoni với hàm lượng rất cao.

Rác thải hữu cơ có thành phần hoá học đặc trưng như sau: 25,2% nước,

25,5% carbon, 3,4% hydro, 20,3% oxy, 0,5% nitơ , 0,2% lưu huỳnh, 0,5% clo

và 24,4% chất vô cơ khác (tính theo khối lượng). Theo tỉ lệ trên thì tỉ lệ giữa

C/N trong rác thải là 50 : 1, tuy vậy tỉ lệ này trong nước thải rác là nhỏ hơn do


~ 26 ~

nhiều hợp chất giàu carbon không phân huỷ được trong điều kiện yếm khí, ví

dụ các dạng polyme của gỗ như lignin, chúng có thể chiếm tới 6,8% của khối

lượng rác. Giá trị C/N vì vậy nằm trong khoảng 22 : 1 đến 33,5 : 1 [17].

Thành phần hữu cơ chứa nitơ trong rác chủ yếu là protein và một lượng

nhỏ hơn các hợp chất axit nucleic, chitin, ure, phospholipit, các sản phẩm phân

huỷ từ thức ăn, xác động vật.

Trong quá trình phân huỷ yếm khí, protein và các hợp chất chứa nitơ bị

thuỷ phân bởi enzym do vi sinh yếm khí và một phần hiếu khí tạo ra axit amin

và tiếp tục thành amoni và carbon dioxit cùng với axit dễ bay hơi. Một lượng

không lớn axit amin, amoni được vi sinh vật sử dụng để cấu tạo tế bào, lượng

còn dư lại tồn tại trong nước rác. Sau một chu kỳ hoạt động, các vi sinh yếm

khí chết và bị phân huỷ như xác động vật.

Theo Robinson và Gronow thì nồng độ amoni trong nước rác nằm trong

khoảng 194 - 3610 mg/l khi rác phân huỷ trong giai đoạn axit hoá và 283 -

2040 mg/l trong giai đoạn metan hoá [17, 19].

Chu trình biến đổi hợp chất carbon và nitơ trong các hồ chứa nước thải rác

diễn ra như sau:

Nước rác được tách ra khỏi bãi chôn và thường được gom về các hồ chứa

trước khi được xử lý và thải ra môi trường. Sự biến động về nồng độ chất hữu

cơ (BOD, COD) và hợp chất nitơ trong nước thải dưới sự tương tác của vi

sinh vật, điều kiện vật lý (gió, mưa, khô, hanh, nóng, lạnh) và thực vật là đối

tượng đáng quan tâm khi đánh giá đặc trưng của nước rác.

Nồng độ chất hữu cơ được đặc trưng bởi các chỉ số như BOD, COD, tổng

carbon (TOC) hoặc các chỉ số khác nhưng thông dụng hơn cả là BOD và

COD.

Tỉ lệ COD và BOD phụ thuộc vào mức độ phân huỷ của rác và nước rác, độ

phân huỷ càng cao thì tỉ lệ này càng lớn.

Nồng độ chất hữu cơ trong nước rác trước hết phụ thuộc vào lượng nước

pha loãng trong đống rác . Mùa mưa nước thấm nhiều, nồng độ thấp và ngược

lại về mùa khô, chúng khác nhau tới cả chục lần.

Khi được chứa trong hồ, phụ thuộc vào điều kiện nồng độ oxy trong nước

(thế oxy hoá khử) sẽ xảy ra các diễn biến sau:

Trong các hồ yếm khí (mặt thoáng nhỏ, lớp nước sâu) lượng oxy hoà tan

thấp, giá trị thế oxy hoá khử thấp (< -300mV) thì chỉ có loại vi sinh yếm khí

hoạt động. Sự thay đổi nồng độ chất hữu cơ trong nước là do hoạt động của vi


~ 27 ~

sinh yếm khí như trong đống rác nhưng thuận lợi hơn do khả năng tiếp xúc

giữa vi sinh vật với chất gây ô nhiễm tốt hơn nhiều so với trong đống rác.

Nguồn chất hữu cơ giảm đi chủ yếu do tạo thành sinh khối (10%) và do trao

đổi chất (tạo năng lượng) (90%). Nếu sinh khối không được tách ra chúng sẽ

chết, lắng xuống đáy hồ và tiếp tục phân huỷ tạo ra nguồn chất hữu cơ mới. Tỉ

lệ BOD/COD của nước thải (và nồng độ axit dễ bay hơi) rất thấp. Hàm lượng

chất hữu cơ dư chủ yếu là loại trơ, khó phân huỷ. Tác động của các điều kiện

vật lý lên biến động nồng độ chất hữu cơ không nhiều ngoại trừ hiệu ứng pha

loãng (mưa) và cô đặc (bốc hơi).

Trong các hồ tùy nghi, nơi đồng thời tồn tại cả dạng vi sinh hiếu khí và yếm

khí cùng hoạt động và tảo có điều kiện phát triển thì sự tương tác giữa chúng

có ảnh hưởng rất lớn tới sự biến động nồng độ chất hữu cơ. Ở lớp nước sâu, vi

sinh vật yếm khí hoạt động giống như trong các hồ yếm khí. Ở lớp nước tầng

trên sẽ diễn ra tương tác giữa các vi sinh hiếu khí và tảo.

Tảo là loại thực vật đơn hoặc đa bào, có kích thước từ vài chục tới một trăm

m với bốn nhóm tảo chính là tảo lục, tảo mắt, tảo vàng và tảo lam. Tảo là loại

thực vật tự dưỡng (dùng nguồn carbon vô cơ) và năng lượng quang hoá.

Chúng phát triển theo mùa và có thể đạt tới 200 mg/l về mật độ.

Khả năng phát triển của tảo phụ thuộc vào nguồn dinh dưỡng (N, P), cơ

chất (carbon vô cơ, CO2, HCO3-) ánh sáng và nhiệt độ. Trong quá trình quang

hợp chúng nhả ra oxy và OH- (làm tăng pH), khi hô hấp chúng lại nhả ra khí

CO2. Nguồn ánh sáng là năng lượng mà chúng hấp thu trước hết phụ thuộc vào

độ trong của nước. Vi sinh hiếu khí tương tác cộng sinh với tảo: sản phẩm thải

của quá trình vi sinh hiếu khí (CO2) là nguyên liệu để tảo phát triển, khí oxy

sinh ra do quá trình quang hợp là điều kiện cần thiết để vi sinh hiếu khí hoạt

động. Do hiệu suất tạo sinh khối của vi sinh hiếu khí cao (1kg BOD tạo ra

khoảng 0,4kg sinh khối, phần còn lại chuyển hoá thành CO2 và nước) nên sự

suy giảm COD càng về sau càng chậm do sự phân huỷ tiếp theo của vi sinh

hiếu khí (phân hủy nội sinh) và tảo trong điều kiện yếm khí ở tầng đáy.

Trong hồ hiếu khí, hoạt động của tảo và vi sinh hiếu khí xảy ra mạnh hơn

so với hồ tuỳ nghi, nồng độ oxy hoà tan rất lớn, thường là trên mức bão hoà và

pH cao. Chất hữu cơ dư trong đó chủ yếu là loại trơ, khó sinh huỷ (BOD thấp)

Hợp chất nitơ trong các hồ chứa gồm: chất hữu cơ chứa nitơ, amoni, nitrit,

nitrat dạng tan trong nước và trong cấu trúc tế bào của vi sinh và tảo.


~ 28 ~

Trong hồ yếm khí, hợp chất nitơ tồn tại chủ yếu ở dạng amoni, một phần

nằm trong tế bào của vi sinh yếm khí. Do không tách được sinh khối ra khỏi

nước nên khi phân huỷ, amoni được ―trả lại‖ hầu như trọn vẹn vào môi trường

nước.

Trong hồ tuỳ nghi, mặc dù với sự có mặt thêm của vi sinh hiếu khí và tảo,

sự diễn biến về nồng độ hợp chất nitơ cũng có hình ảnh tương tự nhưng với

tốc độ giảm amoni nhanh hơn trong giai đoạn đầu và tăng nhanh trong giai

đoạn phân huỷ. Trong hồ hiếu khí quá trình chuyển hoá các hợp chất nitơ phức

tạp hơn do vi sinh dị dưỡng (oxy hoá chất hữu cơ) trong điều kiện có oxy do

tảo nhả ra, do hoạt động của loại vi sinh tự dưỡng (oxy hoá amoni thành nitrit

và nitrat) và khử nitrat do loại vi sinh dị dưỡng trong điều kiện thiếu khí.

Trên lớp nước bề mặt, nơi hoạt động của tảo và do oxy thấm từ không khí,

vi sinh vật tự dưỡng có điều kiện phát triển rất tốt ít bị cạnh tranh bởi loại vi

sinh dị dưỡng do mật độ vi sinh dị dưỡng khi này thấp (BOD thấp). Suy giảm

nồng độ amoni là do vi sinh và tảo hấp thu. Nitrit và nitrat hình thành ở tầng

trên khuyếch tán sâu xuống dưới đáy được vi sinh dị dưỡng khử thành khí nitơ

với sự có mặt của chất hữu cơ phân huỷ từ xác vi sinh và tảo ở đáy. ở tầng

đáy, nồng độ oxy không lớn do thiếu sự hoạt động của tảo và do sự phân huỷ

tảo và vi sinh. Sự suy giảm nồng độ hợp chất nitơ trong hồ hiếu khí là do quá

trình nitrat và khử nitrat hóa của các tập đoàn vi sinh vật.

Kết quả đánh giá đặc trưng ô nhiễm các bãi rác tại Hà Nội, Hải Phòng,

Quảng Ninh và Nam Định trong thời gian từ tháng 7 - 2003 đến tháng 12 -

2004 cho thấy: Chất hữu cơ có khả năng sinh huỷ như axit hữu cơ dễ bay hơi

(VFA), độ oxy hoá thấp, chỉ chiếm 5 - 10% của lượng hữu cơ tổng (COD),

lượng COD nằm trong khoảng 54 - 5060 mg/l, giá trị thường gặp là 300 - 800

mg/l.

Bảng 2. 8 ghi một số đặc trưng (trung bình) ô nhiễm trong nước rác của một

số bãi chôn lấp ở khu vực miền bắc Việt Nam.

Amoniac chiếm 70 - 80% của tổng nitơ và dao động trong khoảng lớn, từ

40 mg/l đến 1600 mg/l tuỳ thuộc vào thời điểm và vị trí lấy mẫu.

So với các loại hình nước thải khác, độ dao động của các đặc trưng ô nhiễm

rất lớn do điều kiện thời tiết và mức độ phân huỷ tại thời điểm đánh giá.


~ 29 ~

Bảng 2. 8. Đặc trưng ô nhiễm nước rác tại một số bãi chôn lấp tại Hà Nội,

Quảng Ninh, Nam Định, Hải Phòng, giá trị đặc trưng (a) và khoảng dao động

(b) [20].

Đặc trưng Hà Nội Quảng Ninh Nam Định Hải Phòng

COD (mg/l)

a

b

400 - 800

211 - 5060

500 - 1200

169 - 3160

300 - 500

46 - 825

100 - 1600

22 - 2680

VFA (mg/l)

a

b

40 - 100

11 - 2735

30 - 80

11 - 1158

10 - 40

9 - 368

20 - 50

8 - 570

NH3-N (mg N/l)

a

b

150 - 500

58 - 852

120 - 350

31 - 1022

70 - 250

10 - 598

200 - 600

21 - 1787

TKN (mg N/l)

a

b

200 - 600

61 - 873

300 - 800

55 - 1801

80 - 300

17 - 661

250 - 800

29 - 1980

TP (mg P/l)

a

b

3 - 5

0,9 - 12,7

5 - 12

1,1 - 31,6

3 - 12

0,5 - 18,9

5 - 16

0,8 - 26,1

2. 2. Chu trình trong tự nhiên.

Hiện tượng phú dưỡng là một khái niệm dùng để chỉ một nguồn nước, trong

đó có quá trình phát triển ồ ạt của thủy thực vật mà trước tiên là các loài vi tảo.

Nguyên nhân của quá trình trên là do nước chứa nhiều chất dinh dưỡng cho

thực vật: đạm và lân. Trong giai đoạn tảo phát triển, nguồn nước giàu oxy, pH

cao do quá trình quang hợp áp đảo quá trình hô hấp của thực vật, và ngược lại.

Trong giai đoạn tảo chết, phân hủy, nguồn nước sẽ bị cạn kiệt oxy, pH thường

là thấp và bị ô nhiễm bởi các chất từ quá trình phân hủy yếm khí có tính khử

(hóa học) cao, độc, có mùi hôi.

Điều kiện sống cho các loài thủy động vật trong nguồn nước phú dưỡng là

không thích hợp do nguyên nhân:

- Thay đổi quá lớn yếu tố oxy hòa tan và pH (oxy nằm trong khoảng 1 - 20

mg/l, pH nằm trong khoảng 5,5 - 10,5) trong thời gian của chu kỳ ngày kéo


~ 30 ~

theo sự đảo lộn về thói quen sinh hoạt của thủy động vật. Phần lớn các loài

nuôi như tôm, cá, nhuyễn thể không thể sống khi nồng độ oxy tan là 0,5 - 1,0

mg/l. Nồng độ oxy tan ở mức bão hòa (8 - 10 mg/l) cũng không tốt hơn cho

thủy động vật do khả năng chuyển tải oxy của các protein (hemoglobin,

hemocyanin) qua mang đã đạt hiệu suất tối đa tại vùng nồng độ oxy dưới

mức bão hòa. Nồng độ oxy cao gây ra giảm sút khả năng hấp thụ, trong

trường hợp nồng độ siêu bão hòa ở mức 300% (25 - 40 mg/l tùy thuộc vào

nhiệt độ) cá có thể bị ngộ độc bởi oxy hoặc chấn thương bọt khí [21].

Sự thăng giáng pH kéo theo sự biến động gây tính độc cho thủy động vật:

tại vùng pH cao amoniac tồn tại ở dạng trung hòa (NH3), tại vùng pH thấp

hydro sunfua tồn tại ở dạng trung hòa (H2S), hai hợp chất trên là độc tố.

- Trong quá trình tảo phát triển mạnh hoặc chết và phân hủy, môi trường nước

nhận luôn có chất lượng thấp: đục, pH thấp, chứa nhiều độc tố từ quá trình

phân hủy yếm khí.

Vào mùa hè, trong các nguồn nước có độ sâu thường xảy ra hiện tương

phân tầng nhiệt, nhiệt độ ở lớp nước mặt cao hơn lớp dưới. Hiện tượng phú

dưỡng được nhận biết thông qua việc xác định nồng độ oxy ở lớp nước đáy.

Nếu lượng oxy tan ở đó khá cao thì nguồn nước có tính bần dưỡng

(oligotrophic), ngược lại nếu bị cạn kiệt thì có tính phú dưỡng.

Để có thể đánh giá được tác động xấu tới môi trường của các chất gây ô

nhiễm từ nước thải cần phải xem xét quá trình vận chuyển và chuyển hóa của

chúng trong môi trường tự nhiên do các quá trình hóa học, sinh học và vật lý

gây ra.

Các quá trình này rất phong phú và biến động lớn phụ thuộc vào điều kiện

cụ thể của môi trường.

Sự chuyển hóa của các chất gây ô nhiễm có thể minh họa qua các chu trình

sinh hóa có sự tham gia của các yếu tố vật lý và hóa học khác cũng như cơ chế

chuyển hóa trong môi trường.

Từng chu trình của các nguyên tố cơ bản: carbon, nitơ, photpho, lưu huỳnh

luôn nằm trong mối tương quan với nhau, với sự tham gia của động vật, thực

vật, các yếu tố vật lý, hóa học khác. Các chu trình này có ý nghĩa nền tảng cho

sự sống trên trái đất. Sự hiểu biết về diễn biến của các chu trình trên là những

xuất phát điểm cần thiết để xây dựng các công nghệ xử lý nước thải có hiệu

quả.

Chu trình hiếu khí.


~ 31 ~

Sự hình thành và phân hủy các hợp chất hữu cơ xảy ra trong tự nhiên dưới

điều kiện hiếu khí và yếm khí. Trong chu trình hiếu khí (hình 2. 1), oxy phân

tử được sử dụng làm chất oxy hóa các chất hữu cơ.

Hình 2. 1. Chu trình hiếu khí.

Trong chu trình carbon ở điều kiện hiếu khí có sự chuyển hóa của khí

carbonic trong tế bào thực vật thành chất hữu cơ và sự chuyển hóa ngược là từ

các chất hữu cơ thành khí carbonic. Các chất hữu cơ trong cơ thể động thực

vật chết trước tiên bị phân nhỏ thành các hợp chất trung gian hoặc nguyên liệu

trước khi hình thành sản phẩm bền cuối cùng là khí carbonic. Rất nhiều loại vi

sinh dị dưỡng tham gia vào quá trình trên, chúng có thể sử dụng năng lượng

hóa học hay quang năng. Do sản phẩm phân hủy của quá trình hiếu khí ở dạng

rất bền (CO2, H2O), đồng nghĩa với tồn tại ở mức năng lượng thấp nên năng

lượng sinh ra trong quá trình đó lớn, tốc độ xảy ra quá trình nhanh. Trong chu

Chất hữu cơ

1.

Carbonhydrate

Nguồn nhận

nitơ, oxy và

CO2 trong

không khí

và nước

Chất trong

động vật sống

1.

Carbonhydrate

Chất trong thực

vật sống

1.

Carbonhydrate

Sản phẩm đầu của

quá trình phân hủy

1. CO2

Sản phẩm trung gian

của quá trình phân

hủy

1. CO2

Sản phẩm cuối của


1. CO2


~ 32 ~

trình hiếu khí cũng như yếm khí, các nguyên tố N, P, S luôn tham gia vào,

chúng luôn là một bộ phận không tách rời của hai chu trình lớn trên.

Chu trình yếm khí.

Theo Fair, Geyer [1] chu trình yếm khí có thể mô tả như ở hình 2. 2.

Hình 2. 2. Chu trình yếm khí.

Trong môi trường thiếu hoặc không có oxy phân tử, các loại vi sinh yếm

khí, tùy nghi sẽ phân hủy các chất hữu cơ từ thực vật, động vật. Dưới điều kiện

yếm khí các sản phẩm trung gian của quá trình phân hủy có tính khử cao như

amoniac, hydro sunfua, axit hữu cơ, axit carbonic (CO2). Sản phẩm sau cùng

của phân hủy yếm khí là metan, CO2, H2S có độ bền thấp nằm ở trạng thái

năng lượng cao, không bền nên chúng có thể tiếp tục chuyển hóa trong môi

trường tự nhiên.

Chất hữu cơ

1.

Carbonhydrate

Nguồn nhận

nitơ, oxy và

CO2 trong

không khí

và nước

Chất trong

động vật sống

1.

Carbonhydrate

Chất trong thực

vật sống

1.

Carbonhydrate

Sản phẩm đầu của


1.và 2. CO2. axit

hữu cơ và carbon

Sản phẩm trung gian

của quá trình phân hủy

1và 2. CO2, axit hữu

cơ, NH4+, carbon

Sản phẩm cuối của


1và 2. CO2, NH4+,

mùn, CH4


~ 33 ~

Chu trình nitơ.

Trong tự nhiên nitơ tồn tại ở nhiều dạng hợp chất hóa học, tham gia và

chuyển hóa trong nhiều quá trình như mô tả trong các hình 2. 1, 2. 2, quan

trọng hơn cả là sự chuyển hóa giữa các dạng hợp chất vô cơ và hữu cơ chứa

nitơ. Trong môi trường hiếu khí, thực vật chết và protein động vật bị vi sinh

vật phân hủy, thải ra amoniac và amoniac bị oxy hóa thành nitrit, nitrat. Nitrat,

amoniac từ phân hủy hiếu khí và từ quá trình cố định đạm tham gia xây dựng

tế bào thực vật, vi sinh vật nằm dưới dạng hợp chất hữu cơ. Chất hữu cơ chứa

nitơ trong thực vật, vi sinh vật được động vật tiêu thụ để sản xuất protein. Đó

là chu trình nitơ tổng thể. Mặc dù nhóm vi sinh vật cố định đạm từ khí nhỏ

nhưng chúng có vài trò khá quan trọng, nổi bật trong trường hợp thiếu đạm.

Trong môi trường nước, sự chuyển hóa của hợp chất nitơ có những nét đặc

trưng riêng.

Hợp chất nitơ ít có sẵn trong nguồn nước, chủ yếu là do chất thải từ các

hoạt động của con người dưới dạng hợp chất hữu cơ chứa nitơ (axit amin,

protein, urin...) các chất này dễ dàng bị thủy phân (phản ứng với nước) tạo

thành amoniac.

Trong điều kiện nước chảy, amoniac sẽ chuyển hóa hoặc dịch chuyển theo

một trong ba phương thức:

- Đóng vai trò chất dinh dưỡng cho tảo và các loại thủy thực vật có rễ để tạo ra

sinh khối.

- Bay hơi vào không khí dưới dạng khí amoniac nếu áp suất riêng của nó trong

không khí thấp hơn mức bão hòa (hầu như luôn tồn tại). Mức độ bay hơi

trước hết phụ thuộc vào pH của môi trường. Amoniac là một bazơ yếu có

cường độ bazơ là 9,25. Tại pH = 9,25 thì 50% nồng độ tồn tại ở dạng trung

hòa (NH3) có khả năng bay hơi và 50% tồn tại ở dạng ion amoni (NH4+)

không bay hơi. Tại pH = 7,2 tỉ lệ nồng độ giữa dạng ion và trung hòa là

100/1, ngược lại tại pH = 11,25 thì tỉ lệ trên là 1/100. pH cao là điều kiện cần

để amoniac trong nước tồn tại ở dạng bay hơi. Sục khí và nhiệt độ cao thúc

đẩy amoniac bốc hơi (giải hấp thụ).

- Sự có mặt của amoniac trong nước gây ra nhu cầu tiêu thụ oxy do nitơ

(nitrogeneous oxygen demand, NOD), tức là lượng oxy cần thiết để oxy hóa

amoniac thành nitrit (do vi khuẩn Nitrosomonas) và tiếp tục thành nitrat (vi

khuẩn Nitrobacter). Để oxy hóa 1 g amoniac cần 4,5 g oxy. Quá trình oxy

hóa amoniac phụ thuộc trực tiếp vào mật độ của chủng vi sinh Nitrifier và


~ 34 ~

Tạo sinh

khối

Phân hủy vi sinh

thủy phân

Phân hủy nội sinh

nồng độ oxy tan trong nước.Trong các dòng chảy (sông, suối, mương...) có

lớp nước nông quá trình oxy hóa diễn ra mạnh hơn so với các nguồn nước

sâu.

Mức độ sinh trưởng và phát triển của chủng loại vi sinh Nitrifier (oxy hóa

amoniac) thấp nên mật độ phân tán của chúng trong nước cũng thấp, hiệu quả

oxy hóa amoniac không cao. Vi sinh Nitrifier thường tập hợp lại thành màng

bám vào đất đá ven bờ và cũng chính ở các địa điểm đó hàm lượng oxy cục bộ

cũng cao hơn giá trị trung bình của nguồn nước. Vì lý do đó nên tốc độ oxy

hóa amoniac phụ thuộc vào tỉ lệ giữa diện tích tiếp xúc và thể tích của dòng

chảy, các nguồn chảy nông tạo điều kiện tốt hơn cho quá trình so với dòng

chảy sâu. Mặt khác lớp nước trên bề mặt cũng có nhiệt độ thường cao hơn so

với dưới lớp nước sâu.

Trong các nguồn nước lặng (ao, hồ, đập...) sự biến động của hợp chất nitơ,

photpho luôn liên quan đến tảo và gây ra hiện tượng phú dưỡng. Amoniac và

nitrat được tảo, thực vật hấp thu tạo thành protein, khi chết bị phân hủy thành

amoniac từ nguồn thực vật và vi sinh vật.

Trong quá trình xử lý hợp chất nitơ trong nước thải, sự biến đổi của hợp

chất nitơ theo chu trình mô tả trong hình 2. 3.

Vi sinh vật sử dụng amoniac để xây dựng tế bào, một phần tế bào bị chết

(phân hủy nội sinh) tiết ra amoniac và một phần tạo ra lượng sinh khối thực.

Loại vi sinh tự dưỡng thực hiện phản ứng oxy hóa amoniac với oxy để sản

xuất năng lượng cho mục đích hoạt động sống, sinh trưởng và phát triển. Quá

trình oxy hóa tới nitrit và nitrat gọi là quá trình nitrat hóa. Loại vi sinh tùy

nghi, dị dưỡng khử nitrit và nitrat với chất hữu cơ (chất cho điện tử) và tạo

thành khí nitơ. Khí nitơ là sản phẩm cuối của quá trình xử lý nitơ bằng phương

pháp sinh học.

Hợp chất nitơ

(protein, urê)

Amoniac Tế bào nitơ

hữu cơ

Tế bào

thực


~ 35 ~

Khử nitrat

Chất hữu cơ carbon

Hình 2. 3. Chu trình nitơ.

Chu trình photpho.

Chu trình photpho là một chu trình con của chi trình vật chất được mô tả

trong hình 2. 1, 2. 2 dưới điều kiện yếm khí, hiếu khí. Trong môi trường nước,

chu trình photpho được trình bày trong hình 2. 4.

Trong các nguồn nước, photphat tồn tại ở dạng tan (đơn, ortho) trong nước,

một phần lớn nằm ở lớp bùn dưới dạng muối ít tan (Ca, Fe, Al) hoặc trong các

tế bào chế của động vật, thực vật. Trong điều kiện yếm khí của lớp bùn đáy,

các dạng photphat không tan được một số loại vi khuẩn (Acinetobacter) phân

hủy thành dạng tan, thâm nhập trở lại nguồn nước.

Ô nhiễm nguồn nước do các chất dinh dưỡng thể hiện ở hiện tượng phú

dưỡng, liên quan trực tiếp đến sự phát triển ồ ạt của tảo và một số các loại thủy

thực vật. Tảo là loại thực vật đơn bào có kích thước từ một vài tới một trăm

m với chủng loại rất phong phú. Tảo có thành phần dinh dưỡng cao, hàm

lượng protein thô trong tảo khô có thể tới 50 - 60% (8 - 20% N) vì vậy là

nguồn thức ăn tốt cho thủy động vật và của người. Tuy nhiên có một số loại

tảo có tính độc, trước hết là loại tảo lam (blue green algae). Một số loại tảo ví

dụ Oscillatoria (f. Chalybea) tiết ra một số chất gây mùi khó chịu như

geosmin, 2 - methylisoborneol. Đặc biệt gây tác hại là khi chúng chết đồng

loạt, tạo ra môi trường nước mà phần lớn các loại thủy động vật không thể trú

ngụ. [21].

Tảo cần đồng thời nhiều yếu tố để phát triển: nhiệt độ, ánh sáng, khí

carbonic, nitơ, photpho và một loạt các nguyên tố vi lượng. Thiếu một trong

các yếu tố trên sẽ hạn chế sự phát triển của chúng.

Trong các nguồn nước tự nhiên không bị ô nhiễm, tảo phát triển với mức độ

vừa phải và bị tiêu thụ bởi các loài thủy động vật, đặc biệt đối với động vật

phù du có kích thước nhỏ.

NO2-

NO3-

Khí nitơ


~ 36 ~

Bùn

Nước

Hình 2. 4. Chu trình photpho.

Một số loài tảo (tảo lam) có khả năng cố định đạm từ khí nitơ để phát triển,

nguồn photpho chỉ có được từ nguồn nước. Trong các nguồn nước tự nhiên,

lượng photpho tan thường có nồng độ rất thấp, ít khi vượt quá 0,1 mg/l. Nồng

độ photpho trong nước mặn, nước lợ còn thấp hơn ( 0,02 mg/l) do trong nước

biển chứa nhiều canxi, tạo thành các hợp chất khó tan.

Do nồng độ photpho tan trong nước thấp, nên để tồn tại được, tảo có khả

năng hấp thu photpho rất nhanh và triệt để, tới mức nồng độ dư ở dưới mức 1

g/l. Một số loài tảo có khả năng hấp thu photpho nhiều hơn mức cần thiết,

chúng dự trữ để sử dụng sau. Tảo lam là loại có khả năng tích trữ photpho khi

môi trường giàu chất dinh dưỡng này, đó là đặc tính giúp cho chúng sống sót

qua các giai đoạn thiếu chất dinh dưỡng.

Do dễ bị thiếu và rất cần thiết cho sự phát triển của tảo nên tiêu chuẩn thải

về photpho thường rất ngặt nghèo, thường được qui định là 1 mg/l.

Phân bón Photpho hữu cơ P trong thức ăn Không khí

P đơn

P canxi

P trong tảo P-hữu cơ

không tan

P-hữu

cơ tan

P-cá

P-phân

P-đơn P-hữu cơ

tan

P-hữu cơ

không tan

Ca, Al, Fe P (Al, Fe) P-Ca


~ 37 ~

Khái quát về phương pháp xử lý hợp chất nitơ,

photpho.

Trước khi trình bày chi tiết về các quá trình xử lý hợp chất nitơ,

photpho trong công nghệ xử lý nước thải, chúng ta sẽ liệt kê các phương pháp

đã được nghiên cứu và một số đã được ứng dụng trong thực tiễn. Một số

phương pháp được sử dụng để xử lý nitơ, photpho riêng rẽ, một số được sử

dụng để xử lý đồng thời cả hai yếu tố trên.

3. 1. Xử lý hợp chất nitơ.

Xử lý hợp chất nitơ có thể thực hiện bằng các biện pháp hóa lý (hóa học),

vật lý hoặc sinh học dựa trên các nguyên tắc chuyển hóa thành hợp chất khác

hoặc tách loại, cách ly chúng ra khỏi môi trường nước.

- Chuyển hóa các hợp chất nitơ thành dạng khí, thâm nhập vào bầu khí quyển.

Con đường chuyển hóa này có thể thực hiện bằng phương pháp sinh học

thông qua các quá trình liên tiếp nitrat hóa (oxy hóa amoniac) và khử nitrat

(khử nitrat với tư cách là chất oxy hóa và chất hữu cơ carbon là chất khử).

Thực hiện phản ứng oxy hóa khử trực tiếp giữa amoniac với nitrit và nitrat

bằng phương pháp vi sinh (quá trình Anamox). Oxy hóa xúc tác trực tiếp

amoniac thành khí nitơ [1, 2]. Oxy hóa amoniac với clo hoạt động (clo hóa

tại điểm đột biến).

- Chuyển hóa các hợp chất nitơ thành các thành phần trong tế bào của sinh

khối (thực vật và vi sinh vật). Quá trình chuyển hóa trên gắn liền với các

phản ứng sinh hóa xảy ra trong tế bào động, thực vật, trong quá trình quang

hợp của thực vật hay đồng hóa của vi sinh vật. Quá trình trên tồn tại trong tự

nhiên, là cơ sở của phương pháp xử lý bằng các loại thủy thực vật.

- Bốc hơi amoniac vào bầu khí quyển. Phương pháp này thật ra là chuyển chất

ô nhiễm từ nước vào không khí, sau đó phần lớn lại được hấp thụ trở lại vào

môi trường nước ở những vị trí khác. Để thực hiện phương pháp trên,

amoniac phải tồn tại ở dạng bay hơi (trung hòa) và do độ tan của amoniac

trong nước rất lớn nên để thúc đẩy cần phải sục khí với lượng rất lớn và ở

nhiệt độ cao.

- Tách amoniac ra khỏi môi trường nước có thể thực hiện bằng phương pháp

trao đổi ion trên cationit. Các loại nhựa cationit có độ chọn lọc trao đổi thấp

3


~ 38 ~

đối với amoni, dung lượng trao đổi động thấp, bị cạnh tranh mạnh bởi các

ion khác có mặt với nồng độ cao như canxi, magie. Loại zeolit tự nhiên

clinoptilolite có khả năng chọn lọc cao đối với amoni có thể được sử dụng

trong một số trường hợp. Nitrat cũng là cấu tử có độ chọn lọc trao đổi ion

thấp hầu hết trên các loại nhựa tổng hợp. Trên thị trường có một số anionit

đặc thù dành cho trao đổi nitrat.

Sử dụng một số loại màng thích hợp: màng nanô, màng thẩm thấu ngược

hay điện thẩm tích cũng tách được các hợp chất nitơ đồng thời với các hợp

chất khác.

Hiệu quả xử lý và giá thành của từng phương pháp rất khác nhau và khả

năng sử dụng từng phương pháp còn phụ thuộc vào nồng độ của hợp chất nitơ

(amoni) trong nước.

Theo Mulder [3], phụ thuộc vào nồng độ amoni trong nước thải, các

phương pháp sau có thể lựa chọn dựa trên tiêu chí về giá thành:

- Nồng độ amoni trong nước thải không cao, nhỏ hơn 100 mgN/l như trong

nước thải sinh hoạt thì phương pháp vi sinh là thích hợp.

- Nồng độ amoni nằm trong khoảng 100 - 5000 mg N/l như trong nước thải từ

quá trình phân hủy bùn (vi sinh) thì phương pháp được cho là khả dĩ vẫn là

phương pháp vi sinh. Kết luận này được đưa ra sau rất nhiều công trình

nghiên cứu sâu sắc và toàn diện. Phương pháp bốc hơi hoặc kết tủa dưới

dạng struvite cũng là phương án khả dĩ song giá thành không thuận lợi.

- Nước thải có nồng độ amoni cao, lớn hơn 5000 mg N/l có thể xử lý theo

phương pháp hóa lý sẽ thuận lợi cả về mặt kỹ thuật và kinh tế. Đã có hệ

thống công nghiệp được xây dựng để xử lý nước thải chứa 1,5% NH3 bằng

phương pháp sục khí nóng để bốc hơi amoni và thu hồi NH3 từ pha khí. [3].

Cho tới nay giải pháp xử lý sinh học được thực hiện rộng rãi hơn các giải

pháp khác. Bảng 3. 1 ghi một số đặc trưng của các hệ thống sinh học dùng để

xử lý nước thải giàu hợp chất nitơ.

Bảng 3. 1. Một số đặc trưng vận hành hệ thống xử lý sinh học [3].

Hệ xử lý Tải lượng

kgN/(ha.ngày)

Năng lượng

tiêu thụ

kWh/kgN

Tỉ lệ

COD/N

Sinh

khối

kg/kg N

Hiệu quả

xử lý N

%

Bùn hoạt tính,

nitrat hóa, khử

200-700 1)

2,3 2)

3-6 1,0-1,2 > 75


~ 39 ~

nitrat thông dụng

Bùn hoạt tính,

nitrat hóa, khử từ

nitrit

200-700 1)

1,7 2)

2-4 0,8-0,9 > 75

Bùn hoạt tính,

oxy hóa trực tiếp

giữa NH3 và NO2-

> 200-700 1)

0,9 0 <0,1 > 75

Ao tảo 15-30 0,1 - 1,0 6-7 10-15 23-78

Ao bèo 3-4 < 0,1 28 20-26 74-77

Vùng ngập nước

nhân tạo

3-26 4)

< 0,1 2-7 - 30-70

Ghi chú: 1) Tính theo bể hiếu khí có độ sâu 2m, diện tích bể chiếm 25%

diện tích mặt bằng tổng; 2) Năng lượng sử dụng cho sục khí và khuấy trộn,

hiệu quả sử dụng 2 kg O2/kWh; 3) Sinh khối khô; 4) Đôi khi với tải lượng cao

tới 112 kg N/ha.

3. 2. Xử lý hợp chất photpho.

Hầu như tất cả các hợp chất của photpho không tồn tại ở dạng bay hơi trong

điều kiện thông thường, vì vậy để tách photpho ra khỏi nước cần phải chuyển

hóa chúng về dạng không tan trước khi áp dụng các kỹ thuật tách chất lắng

như: lọc, lắng hoặc tách trực tiếp qua màng thích hợp.

Hợp chất photpho trong môi trường nước thải tồn tại trong các dạng:

photpho hữu cơ, photphat đơn (H2PO4-, HPO4

2-, PO4

3-) tan trong nước,

polyphotphat hay còn gọi là photphat trùng ngưng, muối photphat và photpho

trong tế bào sinh khối.

Bảng 3. 2 ghi các hợp chất photpho chính và khả năng chuyển hóa của

chúng.

Xử lý hợp chất photpho dựa trên các nguyên tắc sau:

- Kết tủa photphat (đơn và một phần loại trùng ngưng) với các ion nhôm, sắt,

canxi tạo ra các muối tương ứng có độ tan thấp và tách chúng ra dưới dạng

chất rắn.


~ 40 ~

Bảng 3. 2. Hợp chất photpho và khả năng chuyển hóa.

Hợp chất Khả năng chuyển hóa

Photpho hữu cơ Phân hủy thành photphat đơn và trùng ngưng

Photphat đơn Tan, phản ứng tạo muối, tham gia phản ứng

sinh hóa.

Polyphotphat Ít tan, có khả năng tạo muối tham gia phản

ứng sinh hoá.

Muối photphat Phần lớn không có độ tan thấp hình thành từ

photphat đơn.

Photpho trong tế bào Thành phần của tế bào hoặc lượng dư trong tế

bào của một số vi khuẩn.

- Phương pháp sinh học dựa trên hiện tượng là một số loại vi sinh vật tích lũy

lượng photpho nhiều hơn mức cơ thể chúng cần trong điều kiện hiếu khí.

Thông thường hàm lượng photpho trong tế bào chiếm 1,5 - 2,5% khối lượng

tế bào khô, một số loại có thể hấp thu cao hơn, từ 6 - 8%. Trong điều kiện

yếm khí chúng lại thải ra phần tích lũy dư thừa. Quá trình loại bỏ photpho

dựa trên hiện tượng trên gọi là loại bỏ photpho tăng cường. Photpho được

tách ra khỏi nước trực tiếp thông qua thải bùn dư (vi sinh chứa nhiều

photpho) hoặc tách ra dưới dạng muối không tan sau khi xử lý yếm khí với

một hệ kết tủa kèm theo (ghép hệ thống phụ).

Tách các hợp chất photpho đồng thời với các tạp chất khác qua quá trình

màng thích hợp: màng nano, màng thẩm thấu ngược hoặc điện thẩm tích. Về

nguyên tắc hiệu quả tách lọc qua màng có hiệu suất cao nhưng do giá thành

quá đắt nên hầu như chưa thấy có ứng dụng trong thực tế.

3. 3. Xử lý đồng thời hợp chất nitơ và photpho.

Một số phương pháp khi sử dụng, đồng thời xử lý cả hợp chất nitơ và

photpho, có biện pháp chỉ là hệ quả kèm theo và có những biện pháp được xây

dựng trên kết quả nghiên cứu công phu và chủ động áp dụng.

Những phương pháp mang tính hệ quả có thể kể ra là: quá trình xử lý đơn lẻ

như lắng thứ cấp, xử lý bậc hai, xử lý với thủy thực vật. Các quá trình trên

luôn liên quan đến các quá trình sinh hóa mà thành phần tế bào của chúng luôn

chứa N, P, nguồn chất mà vi sinh vật hay thực vật lấy từ nguồn nước. Quá

trình lắng sơ cấp loại bỏ được một phần hợp chất nitơ, photpho ở dạng không


~ 41 ~

tan, không có tác động đến dạng tan. Hiệu quả loại bỏ nitơ, photpho trong các

quá trình đơn lẻ trên không cao, đạt mức [4]:

- Trong quá trình xử lý sơ cấp : 5 - 10% N, P.

- Trong xử lý thứ cấp : 10 - 20% N, P.

- Xử lý thứ cấp + nitrat hóa : 20 - 30% N, P.

Khả năng hấp thu nitơ và photpho của thủy thực vật phụ thuộc trực tiếp vào

hiệu suất sinh khối thực, tức là phụ thuộc vào điều kiện ngoại cảnh và loài

thực vật cụ thể.

Một hệ thống xử lý nước thải tiên tiến là một tổ hợp của các đơn vị công

nghệ xử lý yếm khí, hiếu khí, thiếu khí được bố trí theo một trật tự nào đó phụ

thuộc vào mục tiêu xử lý đặt ra. Trật tự bố trí tổ hợp yếm khí - thiếu khí - hiếu

khí thích hợp cho phép loại bỏ đồng thời hợp chất nitơ, photpho trong quá

trình xử lý, ví dụ trong các quá trình A2O, Bardenpho năm giai đoạn,

Biodenpho, UCT, VIP. Thứ tự thực hiện các giai đoạn xử lý hiếu khí - thiếu

khí - yếm khí cũng có thể thực hiện được trong cùng một thiết bị phản ứng

theo kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn, tức là thực hiện phương thức vận hành theo

thời gian.

Đồng thời loại bỏ hợp chất nitơ và photphat bằng cách kết tủa chúng với

ion magie tạo thành hợp chất có độ tan thấp là struvite, MgNH4PO4. Phương

pháp này thích hợp cho nước thải có nồng độ cao, ví dụ nước chiết ra từ quá

trình phân hủy bùn (vi sinh) yếm khí. Chi tiết của các quá trình nêu trên sẽ

được trình bày trong các nội dung tương ứng.


~ 42 ~

Xử lý hợp chất nitơ và photpho bằng phương

pháp hóa học.

4. 1. Xử lý hợp chất nitơ.

Hợp chất nitơ trong nước thải chủ yếu tồn tại ở dạng amoniac/amoni do quá

trình thủy phân các hợp chất hữu cơ chứa nitơ xảy ra rất nhanh. Trong hệ

thống xử lý tồn tại cả các dạng chất oxy hóa như nitrit, nitrat với mức độ phụ

thuộc vào hàm lượng amoni ban đầu, tính chất của nước thải và điều kiện oxy

hóa amoni.

4. 1. 1. Phương pháp trao đổi ion.

Trao đổi ion là quá trình trao đổi của một ion của chất trao đổi (dạng rắn)

với một ion khác cùng dấu trong nước. Các ion trao đổi tích điện dương được

trao đổi trên cationit, các ion mang điện tích âm trao đổi trên anionit. Vật liệu

trao đổi ion là dạng rắn không tan trong nước, dạng vô cơ hoặc hữu cơ.

Trong mạng chất rắn của vật liệu trao đổi ion có gắn các nhóm chức tích

điện hoặc có khả năng tích điện trong khoảng pH nhất định của môi trường.

Nhóm chức tích điện trái dấu so với ion có khả năng trao đổi: nhóm chức trong

cationit tích điện âm như HSO3-, COO

-, RO

-, trong anionit nhóm chức tích

điện dương như -R3N+, -NR2, P

+, S

+. Gắn trực tiếp vào các nhóm chức là

các ion có khả năng trao đổi, ví dụ Na+, H

+ trong cationit và Cl

-, OH

- trong

anionit. Vật liệu trao đổi ion được phân làm hai loại: mạnh và yếu phụ thuộc

vào tính chất axit (của nhóm chức trong cationit) và bazơ (của nhóm chức

trong anionit). Các nhóm chức có tính axit, bazơ mạnh hay yếu thì ta có vật

liệu trao đổi ion tương ứng. Đặc điểm quan trọng nhất của loại mạnh là dung

lượng trao đổi không phụ thuộc vào pH do khả năng phân ly của nhóm chức

cao trong mọi khoảng pH, ví dụ nhóm HSO3-, -NR3

+. Loại vật liệu trao đổi ion

yếu thể hiện ở sự phụ thuộc của dung lượng trao đổi vào pH của môi trường.

Cationit yếu chứa các nhóm chức axit yếu như COOH, OH, chúng chỉ có thể

phân ly trong vùng pH cao, mức độ phân ly phụ thuộc vào cường độ axit của

nhóm chức. Ví dụ do cường độ axit của nhóm COOH trong các axit hữu cơ có

giá trị pKA = 4 - 5, chúng chỉ bị phân ly khi pKA > pH và mức phân ly đạt

gần 100% khi pH - pKA = 2. Cationit yếu chỉ có thể trao đổi ion khi pH của

4


~ 43 ~

môi trường lớn hơn 6. Tương tự như vậy, các nhóm chức trong anionit là các

nhóm bazơ yếu, ví dụ các nhóm amin bậc hai -NR, bậc ba -NR2, các nhóm trên

chỉ tích điện dương trong vùng pH thấp, ở vùng pH cao chúng không tích điện

và không có khả năng trao đổi.

Một số vật liệu vô cơ cũng có tính năng trao đổi ion, đó là các vật liệu oxit

kim loại hoặc oxit của hỗn hợp kim loại và cũng được chia thành các dạng

mạnh yếu. Vật liệu vô cơ có tính năng trao đổi chủ yếu là loại trao đổi cation.

Điển hình của loại vật liệu trao đổi cationit vô cơ là họ zeolit, hợp chất

alumosilicat tinh thể. Trong mạng cấu trúc zeolit, oxit nhôm Al2O3 và silic

(SiO2) được sắp xếp theo trật tự nhất định tạo ra các dạng zeolit khác nhau như

zeolit A, X, Y, Mordenit, Chabazit.... Zeolit cũng hình thành trong tự nhiên từ

các khoáng vật dưới điều kiện thủy nhiệt trong đất. Zeolit có tính năng trao đổi

cation là do khi thay thế đồng hình một nguyên tử Si (hóa trị +4) bởi một

nguyên tử Al (hóa trị +3) trong mạng oxit sẽ gây ra dư thừa điện tích âm trong

toàn mạng. Để trung hòa số điện tích âm dư thừa, các ion hóa trị dương

(thường là Na+) có mặt trong cấu trúc zeolit, ion dương không bị ―gắn‖ vào

một vị trí cố định, nó linh động và đóng vai trò trao đổi ion [1, 2].

Ngoài dung lượng trao đổi của một loại vật liệu, đặc trưng rất quan trọng

khác là tính chọn lọc của quá trình trao đổi vì trong nước luôn tồn tại nhiều

loại ion có hóa trị và kích thước khác nhau.

Với mục đích ứng dụng thực tiễn độ chọn lọc trao đổi của các ion trên vật

liệu trao đổi được so sánh với nhau [3] (xem bảng 4. 1).

Bảng 4. 1 cho biết độ chọn lọc tương đối của nhựa trao đổi ion so với ion

Na+ (nhựa mạnh) và Cl

- (anionit mạnh). Ví dụ độ chọn lọc của canxi so với

natri trong điều kiện nồng độ ở pha lỏng bằng nhau là 1,9/1,0.

Từ số liệu của bảng 4. 1 cũng cho thấy độ chọn lọc của ion amoni rất thấp,

chỉ cao hơn một chút so với ion natri. Mặt khác nồng độ amoni trong nước tự

nhiên và nước thải ít khi cao hơn so với natri và canxi, điều đó có ý nghĩa là

việc sử dụng nhựa cationit mạnh để trao đổi amoni có hiệu quả thấp, chi phí

cao, đặc biệt đối với quá trình tái sinh.

Clinoptilolite là một loại zeolit tự nhiên, có công thức hóa học

(Na4K4)Al20O40. 24H2O, độ lớn của mao quản nằm trong khoảng 3 - 8 Ao, độ

xốp tổng khoảng 34%. Độ chọn lọc trao đổi ion của clinoptilolite đối với

cation tuân theo thứ tự:

Cs+>Rb

+>K

+>NH4

+>Ba

2+>Na

+>Ca

2+>Fe

2+>Al

3+>Mg

2+>Li

+.


~ 44 ~

Từ dãy trên cho thấy độ chọn lọc trao đổi của ion amoni khá cao, hơn hẳn

các loại nhựa tổng hợp. Ngoài Clinoptilolite, chabazite cũng là một loại zeolit

tự nhiên khác có độ chọn lọc với cation theo:

Tl+>K

+>Ag

+>NH4

+>Pb

2+>Na

+>Ca

2+>Fe

2+>Al

3+>Mg

2+>Li

+.

Bảng 4. 1. Độ chọn lọc trao đổi ion.

Nhựa cationit mạnh Nhựa anionit mạnh

Cation i chọn lọc i/Na Anion i chọn lọc i/Cl-

Ra2+

13,0 CrO4- 100

Ba2+

5,8 SeO42-

17

Pb2+

5,0 SO42-

9,1

Sr2+

4,8 HSO4- 4,1

Cu2+

2,6 NO3- 3,2

Ca2+

1,9 Br- 2,3

Zn2+

1,8 HAsO42-

1,5

Fe2+

1,7 SeO32-

1,3

Mg2+

1,67 HSO3- 1,2

K+ 1,67 NO2

- 1,1

Mn2+

1,6 Cl- 1,0

NH4+ 1,3 HCO3

- 0,27

Na+ 1,0 CH3COO

- 0,14

H+ 0,67 F

- 0,07

Nhìn chung các loại zeolit có độ chọn lọc trao đổi khá cao với ion amoni.

Dung lượng trao đổi của Clinoptilolite được nhiều tác giả xác định, nằm trong

khoảng 1 - 2,7 đl/kg, tương đương 14 - 32 g NH4+/kg. Tuy vậy dung lượng

hoạt động trong thực tiễn của nó ít khi vượt quá 50% của dung lượng tổng,

thường là 1 - 7 g/kg do khi gần bão hòa amoni bị chiết ngược ra ngoài dung

dịch.

Chế độ tái sinh cũng ảnh hưởng tới dung lượng trao đổi. Kích thước hạt

(dạng đã tạo viên) cũng ảnh hưởng tới dung lượng trao đổi động (trong dòng

chảy, sử dụng cột), thường là thấp khi kích thước hạt lớn do tăng chiều dài của

tầng chuyển khối.

Thời gian tiếp xúc trong cột trao đổi ion cũng ảnh hưởng đến hiệu quả hoạt

động của cột. Thời gian tiếp xúc thường nằm trong khoảng 6 - 10 phút (6 - 10


~ 45 ~

lần thể tích nước chảy qua so với thể tích vật liệu trao đổi trong một giờ). Trao

đổi ion trên clinoptilolite tuân theo qui luật trao đổi ion thông dụng, tức là

dung lượng trao đổi cao ở vùng nồng độ cân bằng cao. Trao đổi amoni cũng bị

các ion khác cạnh tranh và hiệu quả tách loại amoni giảm đáng kể đối với các

nguồn nước chứa nhiều các loại ion khác, nhất là Na+ và Ca

2+.

Để có thể tham gia được vào quá trình trao đổi ion,amoniac phải tồn tại ở

dạng tích điện dương amoni. Do bản chất là một bazơ yếu, chịu sự cân bằng:

NH3 + H+ NH4

+

Với cường độ bazơ của NH3 là 9,25 nên amoni sẽ tồn tại ở vùng pH thấp,

amoniac tồn tại ở vùng pH cao. Tỉ lệ NH3/NH4+ = 100 khi pH = 11,25 và

NH3/NH4+ = 1 khi pH = 7,25.

pH có ảnh hưởng tới khả năng trao đổi amoni trên zeolit, pH tối ưu cho quá

trình trao đổi là 6. Lý do của hiện tượng trên là ở vùng pH thấp, amoni bị cạnh

tranh bởi proton, tại vùng pH cao amoni chuyển hóa về dạng trung hòa.

Trong các hệ thống xử lý lớn người ta nhận thấy hiệu quả sử dụng chỉ đạt

tới 60% so với các thí nghiệm qui mô nhỏ, có thể do quá trình tạo rãnh trong

các cột trao đổi kích thước lớn.

Tái sinh zeolit sau khi trao đổi với amoni có thể thực hiện theo phương

pháp hóa học hoặc vi sinh.

Tái sinh bằng biện pháp hóa học là sử dụng các dung dịch muối trao đổi

ngược lại với amoni trong zeolit, sau đó dùng khí thổi qua dung dịch tái sinh,

hấp thụ lại vào axit, thu hồi dưới dạng amoni. Sử dụng dung dịch muối NaCl

có nồng độ 6 - 26 g/l là biện pháp thông dụng. Thời gian tái sinh phụ thuộc

vào nồng độ muối và pH của dung dịch, ví dụ sử dụng nồng độ muối 20 g/l,

pH = 11,5 thì lượng dung dịch tái sinh cần khoảng 20 lần thể tích zeolit, tương

ứng với thời gian tái sinh là 1,3 giờ. Vẫn với nồng độ muối trên nhưng với pH

= 12,5 thì lượng dung dịch tái sinh chỉ cần khoảng 10 lần. Nếu sử dụng cả xút

và muối ăn thì có thể tiết kiệm được tới 90% thể tích dung dịch tái sinh, tuy

vậy có thể xảy ra sự phá hủy cấu trúc zeolit.

Tốc độ dòng dung dịch tái sinh ít ảnh hưởng đến hiệu quả hoạt động của cột

trao đổi, tốc độ dòng có thể chọn là 15 lần thể tích của zeolit/giờ.

Tái sinh bằng phương pháp vi sinh thực chất là kết hợp quá trình tái sinh

hóa học và oxy hóa amoniac bằng vi sinh (nitrat hóa) nhằm làm giảm lượng

muối tái sinh. Quá trình oxy hóa amoniac bằng vi sinh được thực hiện với


~ 46 ~

amoniac trong dịch chiết từ quá trình tái sinh chứ không phải với amoniac

trong zeolit, tuy nhiên chúng liên quan đến nhau theo thế cân bằng trao đổi

ion. Quá trình này có thể mô tả:

Z-NH4++NaHCO3 Z-Na+NH4

++HCO3

- (4-1)

NH4++2O2 NO3

-+2H

++H2O (4-2)

Biểu thức (4-1) là quá trình trao đổi amoni từ zeolit ra ngoài dung dịch,

biểu thức (4-2) là quá trình oxy hóa trong dung dịch. Tổ hợp cả hai quá trình

trên ta có:

Z-NH4++2O2+2NaHCO3 Z-Na +NO3

-+Na

++3H2O+2CO2 (4-3)

Do quá trình oxy hóa cần có bicarbonat (cơ chất đối với loại vi sinh tự

dưỡng có vai trò oxy hóa NH4+) nên nó được sử dụng đồng thời để làm chất tái

sinh thay cho NaCl, đồng thời làm chất trung hòa proton sinh ra trong quá

trình nitrat hóa (pH thích hợp cho phản ứng nitrat hóa là khoảng 8 - 8,5). Một

nửa Na+ của muối bicarbonat được sử dụng để đẩy amoni ra khỏi zeolit, một

nửa nằm ở trong dung dịch dưới dạng muối nitrat. Tiến hành tái sinh có thể

thực hiện ngay trong cột trao đổi hoặc tiến hành độc lập với dung dịch sau tái

sinh [4].

Bảng 4. 2 ghi một số đặc trưng cơ bản của clinoptilolite thương phẩm.

Bảng 4. 2. Đặc trưng cơ bản của clinoptilolite [5].

Kích thước hạt (mm) 0,3-2,0

Khối lượng riêng (kg/m3) 880-960

Độ ẩm (%) 3-7

Tạp chất (%) 3-20

Khoảng pH 4-8

Dung lượng hoạt động (đl NH4+/kg khô) 1,6-1,8

Tốc độ rửa ngược (m3. m

-2. h

-1) 20

Tốc độ vận hành (m3. m

-3. h

-1) 8-16

Tốc độ dòng tái sinh (m3. m

-3. h

-1) 0,8-1,6

Quá trình trao đổi nitrat trên vật liệu anionit mạnh bị ảnh hưởng rất nhiều

do các anion khác cùng tồn tại trong nước, đặc biệt là ion sunfat và bicarbonat.


~ 47 ~

Ví dụ khi tăng nồng độ sunfat từ 43 mg/l lên 310 mg/l trong nước nguồn, hiệu

quả hoạt động của cột đối với trao đổi nitrat giảm tới 55%. Khi nồng độ clorua

tăng 200 mg/l, hiệu quả xử lý nitrat giảm tới 34%. Bicarbonat ít ảnh hưởng

hơn (xem bảng 3.1): tăng thêm 340 mg/l HCO3- trong nước nguồn, hiệu quả

hoạt động của cột chỉ giảm khoảng 15%. Ảnh hưởng của các anion có tính

định tính lên hiệu quả trao đổi nitrat theo thứ tự: sunfat > nitrat > clorua >

bicarbonat [3]. Hiệu quả trao đổi nitrat của các anionit mạnh dạng 1 và 2 (xem

thêm [1,5]) không khác nhau nhiều trên hầu hết các anionit thương phẩm. Tuy

vậy nếu nước nguồn có hàm lượng sunfat cao sẽ dễ xuất hiện hiện tượng nitrat

bị đẩy ra khỏi cột do sunfat. Chế tạo anionit có tính đặc hiệu cao đối với nitrat

là một phương hướng được nghiên cứu rộng rãi trên cơ sở dự báo: tính chọn

lọc của anionit đối với sunfat giảm khi khoảng cách giữa các nhóm chức tăng

(mật độ nhóm chức thấp) tính chọn lọc tăng đối với nitrat khi cấu trúc mạng

tăng và tính kỵ nước của các nhóm chức tăng.

Trên thị trường đã lưu hành các sản phẩm có độ chọn lọc cao đối với nitrat,

nó giống các anionit mạnh dạng 1 chứa nhóm chức trimethyl amin,

[RN(CH3)3], nhưng nhóm methyl được thay thế bởi ethyl, propyl để làm tăng

khoảng cách giữa các nhóm tích điện và tăng độ kỵ nước.

Sử dụng phương pháp trao đổi ion để xử lý nước thải bậc 3 ít thích hợp vì

trong nước thải còn chứa nhiều hóa chất, vi sinh vật có khả năng phá hủy chất

trao đổi ion.

Kỹ thuật trao đổi ion có thể sử dụng để loại bỏ amoni và photphat. Trao đổi

amoni được tiến hành trên cột chứa clinoptilolit và photphat trên cột anionit.

Dung dịch chứa hỗn hợp muối - kiềm được sử dụng để tái sinh clinoptilolit,

dung dịch muối (NaCl) được sử dụng để tái sinh anionit. Amoni tách từ cột

clinoptilolit và photphat từ cột anionit trong dung dịch sau tái sinh được kết

tủa dưới dạng struvite MgNH4PO4 [6, 7, 8].

Phương pháp trao đổi ion cũng có thể sử dụng để thu hồi một số loại chất

hữu cơ từ nước thải công nghiệp đồng thời với việc sử dụng các chất hấp phụ

polyme đặc hiệu khác, ví dụ thu hồi phenol, xử lý màu, thu hồi protein.

Nước thải từ các quá trình giết mổ gia súc, gia cầm, thủy sản chứa lượng

khá lớn protein và mỡ. Theo ước tính, trong quá trình giết mổ, protein động

vật bị hao hụt 2 - 5%, nằm trong nước thải. Lượng protein có thể phân hủy

bằng phương pháp sinh học hoặc có thể thu hồi bằng phương pháp kết tủa, keo


~ 48 ~

tụ [8] hoặc phương pháp trao đổi ion [5], trong đó phương pháp trao đổi ion

cho phép thu hồi protein có khả năng tái sử dụng được.

Do lưỡng tính axit - bazơ, protein tích điện dương khi pH của môi trường

thấp hơn điểm đẳng điện (-NH3+) và tích điện âm ở vùng trên điểm đẳng điện

(-CO2-). Vì vậy protein có thể trao đổi trên cả nhựa cationit hoặc anionit tùy

thuộc vào pH của môi trường. Trao đổi protein trên cationit yếu (chứa nhóm

carboxyl, COOH) đạt hiệu quả rất cao, rất có thể do các phân tử protein tạo

thành các tập hợp thông qua các cầu nối giữa các nhóm axit carboxylic trong

phân tử của chúng và cả với nhóm carboxylic của nhựa ở dưới điểm đẳng điện

(nhóm chức không tích điện). Thực hiện trao đổi protein chỉ nên tiến hành ở

vùng pH cách xa (trên hoặc dưới) điểm đẳng điện, không nên sát điểm đẳng

điện.

Thu hồi protein từ nhựa trao đổi bị ảnh hưởng bởi dung dịch tái sinh: kiềm,

axit, muối, một số loại dung môi như rượu, dung dịch tái sinh phải có khả

năng thay đổi mức độ phân ly của nhóm chức trong nhựa và giảm lực liên kết

giữa protein với nhựa trao đổi ion.

Nhựa trao đổi ion thông dụng trên cơ sở mạng polyme polystyren có dung

lượng trao đổi thấp đối với protein có kích thước lớn (phân tử lượng 104 - 10

6)

do kích thước mao quản của nhựa nhỏ. Vật liệu trao đổi ion trên cơ sở xenlulo

có độ xốp lớn, kích thước mao quản to thích hợp cho trao đổi protein vì chúng

có khả năng khuyếch tán trong đó. Chúng có khả năng hấp thu tới 0,5 g

protein/g chất trao đổi ion. Do độ bền cao cùng với các tính năng cơ học khác,

nhựa có thể sử dụng theo nhiều kỹ thuật khác nhau: dạng cột hoặc tầng lưu

thể.

Chất trao đổi ion có thể sử dụng gồm cationit, anionit mạnh hoặc yếu, vùng

làm việc nằm trong khoảng pH: 2 - 12.

Giải hấp thu nhựa đã trao đổi có thể thực hiện với dung dịch muối, dung

dịch hỗn hợp muối kiềm khá thích hợp để tái sinh nhựa anionit yếu. Công suất

thiết kế trao đổi protein bằng khoảng 50% so với xử lý nước thông dụng với

mức nồng độ tới 1000 mg/l.

Phương pháp trao đổi ion cũng có thể sử dụng để tách amoni trong nước

sinh hoạt. Phần lớn các nguồn nước ngầm ở vùng đồng bằng Bắc Bộ đều bị

nhiễm amoni ở mức thường gặp là 20 - 30 mg/l, cá biệt có nguồn tới 120 mg/l.

Sử dụng cationit mạnh có thể trao đổi amoni với hiệu quả phụ thuộc vào hàm


~ 49 ~

lượng ban đầu trong nước và độ cứng của nước do hàm lượng canxi, magie

khá cao và độ chọn lọc trao đổi cũng cao hơn so với amoni.

Kết quả nghiên cứu trong phòng thí nghiệm [9] cho thấy: với nhựa cationit

mạnh dạng C100 E, tốc độ trao đổi nằm trong khoảng 20 - 40 lần thể tích chất

trao đổi ion (thể tích nước chảy qua cột so với thể tích tầng chất trao đổi trong

một giờ) ít ảnh hưởng tới hiệu quả trao đổi. Dung lượng trao đổi động của

cationit với độ cứng 100 mg CaCO3/l phụ thuộc vào nồng độ ban đầu (không

phải nồng độ cân bằng như ở dạng đẳng nhiệt trao đổi ion) được thể hiện trong

hình 4. 1.

Hình 4.

1. Dung lượng trao đổi amoni của nhựa C100E với độ cứng 200 mg CaCO3/l.

Độ cứng có ảnh hưởng rất lớn đến hiệu quả hoạt động của cột, dung lượng

trao đổi amoni giảm từ 14,08 g/l xuống còn 5,75 g/l khi tăng độ cứng từ 50 lên

400 mg CaCO3/l, tức là giảm khoảng 60% hiệu quả. Hình 4. 2 trình bày ảnh

hưởng của độ cứng lên hiệu quả trao đổi amoni trên nhựa C100E.

y = 3.0738ln(x) - 4.2828

R² = 0.9863

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0 20 40 60 80

Du

ng

lư

ợn

g t

rao

đổ

i, g

/l

Nồng độ amoni đầu vào, mg N/l Nồng độ amoni đầu vào, mg N/l

Dung l

ượ

ng t

rao đ

ổi,

g/l


~ 50 ~

Hình 4.

2. Ảnh hưởng của độ cứng đến hiệu quả trao đổi amoni tại các chiều cao khác

nhau của tầng chất trao đổi ion.

Do độ dài của tầng chuyển khối nằm trong khoảng 3 - 6 cm (xác định từ

thực nghiệm) phụ thuộc vào tốc độ dòng chảy nên ở các độ cao khác nhau của

cột hiệu quả trao đổi cũng phụ thuộc theo (tầng chuyển khối là tầng trao đổi

chất, trong đó nồng độ của amoni giảm từ mức nồng độ đầu vào đến mức đạt

tiêu chuẩn cho phép).

Ảnh hưởng đồng thời của hàm lượng amoni và độ cứng có thể mô tả qua

phương trình hồi quy:

V =

147

ln083,8393,594.ln687,914,504 BA

Trong đó: A là nồng độ amoni ban đầu (mg/l), B là độ cứng của nước

nguồn (mg CaCO3/l). V là lượng nước đạt tiêu chuẩn thu được tính trên đơn vị

lít chất trao đổi ion.

y = 17.69x - 87.6

R² = 0.997

y = 15.315x - 77.25

R² = 0.9983

y = 10.82x - 65.8

R² = 0.9942

y = 9.93x - 53.3

R² = 0.9991

y = 8.855x - 49.85

R² = 0.9951

y = 8.27x - 49.4

R² = 0.9999

y = 7.22x - 43.7

R² = 0.9963

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

0 10 20 30 40 50

50 mg CaCO3/l

100 mg CaCO3/l

160 mg CaCO3/l

200 mg CaCO3/l

240 mg CaCO3/l

300 mg CaCO3/l

400 mg CaCO3/l

Chiều cao cột, cm

Thờ

i gia

n t

hoát

đạt

tiê

u c

hu

ẩn, phút


~ 51 ~

4. 1. 2. Phương pháp oxy hóa khử.

Xử lý amoni

Clo có tính chất oxy hóa, có khả năng thu điện tử do tích điện dương. Các

hợp chất clo: Cl2, Ca(OCl)2, NaOCl, clo dioxit, một số loại hợp chất clo hữu

cơ như cloamin B, T đều có tính oxy hóa.

Trong môi trường nước, các dạng clo có tính chất oxy hóa đều được chuyển

về dạng axit hypocloro:

Cl2 + H2O HOCl + HCl (4-5)

Ca(OCl)2 + 2H2O Ca(OH)2 + 2HOCl (4-6)

NaOCl + H2O HOCl + NaOH (4-7)

Axit hypocloro là một axit yếu, có giá trị pKA = 7,5. Chúng bị phân ly tại

vùng pH cao và tồn tại ở trạng thái trung hòa ở vùng pH thấp (pH < 5,5).

HOCl H+ + OCl

- (4-8)

Mỗi phân tử HOCl hay ion OCl- sẽ thu nhận hai điện tử trong phản ứng oxy

hóa khử và chuyển hóa thành Cl-. Thành phần clo tích điện dương có tính oxy

hóa còn được gọi là clo hoạt tính. Amoni hay amoniac là một chất có tính khử,

có khả năng nhường điện tử vì nitơ trong đó có giá trị -3.

Phản ứng giữa amoniac với clo hoạt tính xảy ra theo bậc:

NH3 + HOCl NH2Cl + H2O (4-9)

NH2Cl + HOCl NHCl2 + H2O (4-10)

NHCl2 + HOCl NCl3 + H2O (4-11)

NH2Cl, NHCl2, NCl3 gọi là mono-, di-, tri cloamin thuộc dạng hợp chất clo

liên kết và cũng là chất oxy hóa.

Tỉ lệ giữa các cloamin phụ thuộc vào pH, nhiệt độ, thời gian tiếp xúc, quan

trọng hơn cả là tỉ lệ HOCl/NH4+. Theo tỉ lệ mol HOCl/NH3 = 1 tại pH = 7-8 tất

cả NH3 đều chuyển hóa thành monocloamin với tốc độ rất nhanh (phần ngàn

giây). Với tỉ lệ HOCl/NH3 = 2 tính theo mol hoặc bằng 10 tính theo nồng độ

khối lượng (mg/l) tại vùng pH =7-8 thì sản phẩm chủ yếu là dicloamin, khi tỉ

lệ trên bằng 3 thì sản phẩm là tricloamin. Hai phản ứng sau có tốc độ chậm

hơn phản ứng đầu, nhanh ở vùng pH thấp, chậm ở vùng pH cao.


~ 52 ~

Giữa mono và dicloamin có khả năng chuyển hóa lẫn nhau qua phản ứng dị

ly:

2 NH2Cl NHCl2 + NH3 (4-12)

Từ monocloamin có thể chuyển hóa tiếp tục thành dicloamin hoặc có thể

xảy ra hiện tượng phân hủy (oxy hóa - khử) monocloamin tạo ra khí nitơ.

2 NH2Cl + HOCl N2 + 3H+ + H2O (4-13)

Phản ứng (4-13) xảy ra tại điểm mà tỉ lệ HOCl/NH3 = 7,6, điểm có tên là

đột biến do đặc trưng là kể từ điểm đó trở lên lượng clo đưa vào hệ tỉ lệ thuận

với lượng clo dư.

Tỉ lệ HOCl/NH3 tại điểm đột biến theo tính toán là 7,6, trong thực tế để

phản ứng (4-13) xảy ra tỉ lệ này xấp xỉ bằng 10 do có thể tạo ra một số sản

phẩm phụ trong đó có nitrat.

Phản ứng (4-13) cũng sinh ra axit, đồng nghĩa với một lượng kiềm lớn bị

tiêu hao cho phản ứng, tương ứng với 13,05 g HCO3-/g amoni.

Liều lượng clo hoạt động cần sử dụng rất lớn và hình thành nhiều sản phẩm

có tính độc cao: tricloamin là chất dễ bay hơi có mùi rất khó chịu (hắc). Phản

ứng giữa clo hoạt động với chất hữu cơ trong nước thải tạo ra các sản phẩm

hữu cơ chứa clo, điển hình là hợp chất trihalometan (CHX3), (X là nguyên tố

thuộc nhóm halogen) và các chất khác có tiềm năng gây ung thư. Phương pháp

này hầu như không được sử dụng trong thực tế.

Xử lý nitrit.

Một số loại nước thải chứa nitrit, có thể loại bỏ nitrit bằng phương pháp

oxy hóa. Chuyển hóa nitrit thành nitrat có thể thực hiện với chất oxy hóa là clo

hoạt động hoặc với hydro peroxit theo các phản ứng:

NO2- + OCl

- NO3

- + Cl

- (4-14)

NO2- + H2O2 NO3

- + H2O (4-15)

Phản ứng trên xảy ra trong môi trường axit nhẹ (pH = 3 - 4) với tốc độ rất

nhanh.

Khi nồng độ nitrit lớn, trong phản ứng trên dễ xảy ra nguy cơ tạo thành khí

oxit nitơ khi dùng axit để điều chỉnh pH của môi trường. Để giảm nguy cơ

trên, trước hết đưa một lượng cần thiết chất oxy hóa, vào dung dịch nitrit, tiếp


~ 53 ~

theo sẽ chỉnh pH với tốc độ vừa phải. Đối với chất oxy hóa là clo hoạt động,

nếu sử dụng axit HCl để chỉnh pH thì sẽ xuất hiện khí clo.

Lượng chất oxy hóa cần thiết cho phản ứng trên: 1,54 g clo hoạt động hoặc

0,78 g H2O2 để oxy hóa 1 g nitrit.

Nitrit cũng có thể khử về dạng khí nitơ khi phản ứng với axit amidosulfonic

trong điều kiện pH <4 ở nhiệt độ thường:

NO2- + NH2SO3

- N2 + SO4

2- + H2O (4-16)

Phản ứng xảy ra rất nhanh vì vậy phản ứng thường được tiến hành theo mẻ

(2,1 g NH4SO32-

/1g NO2-).

Cũng trong điều kiện môi trường axit nhẹ, ở nhiệt độ cao, ure phản ứng với

nitrit và tạo thành khí nitơ.

2NO2 + (NH2)2CO 2N2 + CO2 + H2O + OH- (4-17)

Xử lý cyanua.

Một số loại nước thải công nghiệp: mạ, chiết tách vàng, bạc, chứa xianua

(CN-) với nồng độ có thể tới cỡ phần ngàn. Cyanua là một độc chất đối với

người và động vật, nhất là trong môi trường axit. Axit cyanic HCN là một axit

yếu (pKA = 9,3) và khả năng bốc hơi mạnh ở dạng trung hòa (pH thấp). Ion

cyanua, CN- là một trong những hợp chất vô cơ có tính độc vào loại cao nhất.

Độc tính của cyanua là do nó kết hợp với sắt của phân tử hemoglobin tạo

thành phức rất bền, làm mất chức năng vận tải oxy của máu. Liều gây chết đối

với người là 1 mg/kg, với cá hoặc vi sinh vật trong nguồn nước là 0,1 mg/l.

Xử lý cyanua có thể thực hiện theo nhiều phương pháp khác nhau: oxy hóa,

khử, tạo phức [10].

Oxy hóa với clo hoạt động xảy ra theo bước kế tiếp với sản phẩm trung

gian là clocyanua CNCl; trong môi trường kiềm sau đó nó tiếp tục chuyển hóa

thành cyanat.

CN- + OCl

- + H2O CNCl + 2OH

- (4-18)

CNCl + 2OH- CNO

- + Cl

- + H2O (4-19)

CN- + OCl

- CNO

- + Cl

- (4-20)

Clocyanua cũng là một chất có độc tính cao và tan rất tốt trong nước. Phản

ứng tạo thành cyanat, CNO- là phản ứng tỏa nhiệt và có tốc độ nhanh.


~ 54 ~

Bước phản ứng tiếp theo của cyanat xảy ra trong môi trường kiềm, thời

gian phản ứng dài, có thể cần tới 20 giờ.

2CNO- + 3OCl

- + H2O 2CO2 + N2 + 3Cl

- + 2OH

- (4-21)

Tốc độ của phản ứng (4-21) sẽ nhanh hơn trong môi trường pH thấp nhưng

đồng thời phản ứng thủy phân cyanat cũng tăng theo:

CNO- + 2H2O NH3 + CO3

2- (4-22)

Nếu phản ứng chỉ dừng lại ở sản phẩm trung gian cyanat thì bước thủy phân

sẽ xảy ra tự động và sản phẩm cuối cùng của nó là amoniac.

Do lượng clo tiêu thụ rất lớn nên các phản ứng phụ tạo ra sản phẩm cơ-clo

độc hại có tiềm năng lớn.

Sử dụng hydro peroxid làm tác nhân oxy hóa cyanua sẽ tạo ra sản phẩm

trực tiếp là cyanat, không tạo ra sản phẩm trung gian clocyanua.

CN- + H2O2 CNO

- + H2O (4-23)

Phản ứng trên có thể xảy ra trong vùng pH rộng, từ 3-12, tốc độ cao nhất

nằm trong khoảng pH = 4-5. So với chất oxy hóa là clo hoạt động, phản ứng

với hydro peroxit ít độc hơn. Phản ứng (4-23) là phản ứng toả nhiệt mạnh, vì

vậy nên nhiệt độ tiến hành phản ứng không nên cao hơn 75oC, có thể khống

chế bằng cách đưa H2O2 từ từ vào khối phản ứng.

Xúc tác cho phản ứng (4-23) trước đây thường sử dụng muối đồng, hiện tại

hay dùng iodargentat. Khi có mặt xúc tác, lượng H2O2 dư 20%, ở nhiệt độ

50oC thì thời gian phản ứng khoảng 30 - 60 phút. Phản ứng thường tiến hành

theo phương pháp mẻ.

Sử dụng H2O2 làm tác nhân oxy hóa sẽ thuận lợi đối với loại nước thải có

hàm lượng cyanua cao, do nhiệt của phản ứng thúc đẩy tốc độ của quá trình.

Đối với nước thải có nồng độ thấp, tốc độ phản ứng diễn ra chậm và tiêu tốn

nhiều chất oxy hóa hơn (so với tỉ lệ cyanua).

Một phương án xử lý khác được phát triển ở Mỹ là sử dụng đồng thời hai

loại hóa chất: hydro peroxit và formalin [11]:

2CN-+HCHO+H2O2+H2O CNO

-+NH3+CH2(OH)COO

- (4-24)

Tốc độ phản ứng phụ thuộc vào tỉ lệ hóa chất của từng loại so với cyanua,

vào pH và nhiệt độ của môi trường phản ứng, phản ứng xảy ra với hiệu suất

cao. Sản phẩm của phản ứng gồm cyanat, amoniac và glycolat; glycolat sẽ tiếp

tục thủy phân thành axit glycolic. Điều kiện tối ưu được xác định cho phản


~ 55 ~

ứng: HCHO/NaCN = 0,9; H2O2/NaCN = 1,1; pH = 10 - 11,7; T = 50 - 55oC.

Thời gian phản ứng kéo dài từ 1 đến 1,5 giờ.

Cũng có thể oxy hóa cyanua với ozon trong môi trường kiềm, phản ứng xảy

ra theo hai bước kế tiếp nhau:

CN- + O3 CNO

- + O2 (4-25)

2CNO- + 3O3 + H2O 2HCO3

- + N2 + 3O2 (4-26)

Phản ứng trên không đưa thêm clorua vào môi trường như trong phản ứng

với clo hoạt động, chỉ làm tăng thêm độ kiềm (HCO3-) cho nước.

Do ozon là dạng khí tạo ra từ thiết bị nên tốc độ phản ứng phụ thuộc vào

tốc độ chuyển khối của ozon vào môi trường lỏng, chủ yếu là chuyển khối qua

bề mặt phân cách pha lỏng-khí, vì vậy khi nồng độ cyanua thấp phản ứng xảy

ra theo bậc không.

Lượng ozon tiêu hao cho phản ứng (4-25) là 1,85 gO3/gCN-, cho cả hai

phản ứng là 4,6 gO3/gCN-. Giá thành xử lý theo phương pháp ozon đắt.

Phương pháp oxy hóa điện hóa cũng có thể áp dụng để xử lý. Trong

phương pháp điện hóa tồn tại đồng thời hai quá trình: oxy hóa trực tiếp cyanua

thành cyanat tại anod và oxy hóa với clo hoạt động sinh ra khi có mặt clorua.

Oxy hóa trực tiếp tại anod xảy ra theo phản ứng:

CN- + H2O CNO

- + 2H

+ + 2e

- (4-27)

Thế oxy hóa khử của phản ứng trên là -0,9V.

Trong môi trường kiềm, phản ứng oxy hóa tại anod xảy ra theo hai bước:

CN- + OH

- CNO

- + H2O + 2e

- (4-28)

Song song với quá trình thủy phân cyanat (biểu thức 4-22) quá trình oxy

hóa tiếp tục tạo thành CO2 và N2:

2CNO- + 4OH

- 2CO2 + N2 + 2H2O + 6e

- (4-29)

Xử lý ở 93oC, mật độ dòng điện phân 3,8 A/dm

2 (9-12V) để giảm được

nồng độ 50 - 100 g/l xuống dưới 1 mg CN/l cần thời gian tới 17 ngày, trong

khi để giảm tới 1 g/l thì cần thời gian ngắn hơn nhiều do ở vùng nồng độ thấp

xuất hiện dòng khuyếch tán [12].

Oxy hóa anod không bổ sung clorua thích hợp cho vùng nồng độ cao nhưng

với thời gian dài. Phần nồng độ dư sau điện phân (1 g/l) nên xử lý tiếp bằng

phương pháp hóa học. Lượng điện năng tiêu thụ tính theo lý thuyết: đến sản


~ 56 ~

phẩm cyanat là 2,06 Ah/gCN-; đến sản phẩm N2, CO2 là 5,15 Ah/gCN

-. Nước

thải chứa cyanua chủ yếu từ công nghệ mạ chứa các kim loại, vì vậy các kim

loại này đồng thời kết tủa tại catot.

Nếu trong nước thải chứa ion clorua hoặc do bổ sung từ ngoài, thì đồng thời

với quá trình oxy hóa cyanua cũng sẽ hình thành khí Cl2 tại anod, khi nồng độ

khí clo trong nước không quá cao chúng sẽ tạo thành axit hypocloro và axit

clohydric, axit hypocloro cung cấp clo hoạt động cho phản ứng oxy hóa

cyanua [(4-18) đến (4-20)].

Lượng muối NaCl đưa vào thường khá lớn, 30 g/l gây ra nhiều phản ứng

phụ bất lợi đối với môi trường nên phương pháp này không được ưa chuộng.

Khả năng có thể oxy hóa hợp chất cyanua chỉ thể hiện khi nó ở trạng thái tự

do, không thể oxy hóa nó trong trạng thái phức chất với các kim loại nặng.

Cyanua tạo phức với rất nhiều kim loại nặng: Cu, Ni, Zn, Cd, Ag, Fe.

Me2+

+ 2CN- Me(CN)2 (4-30)

Các phức trên có thể tiếp tục nhận thêm gốc CN- để tạo ra các gốc tích điện

âm như K4[Fe(CN)6], Na2[Cu(CN)4]...

Me(CN)z + n CN- [Me(CN)z + n]

n- (4-31)

Trong quá trình xử lý, CN- tự do mất đi thì thế cân bằng trong phương trình

(4-31) sẽ dịch về phía trái, các loại phức tích điện âm ―nhả‖ CN- vào dung

dịch, trở về trạng thái trung hòa có độ tan thấp Me(CN)2. Hiện tượng trên

thường quan sát thấy đối với bạc, đồng xyanua khi xử lý nước thải chứa loại

này với thời gian lưu ngắn.

Phức chất giữa sắt và cyanua rất bền và hầu như không độc hại, nó hầu như

không tan, không bị oxy hóa, [Fe(CN)6]-4

có hằng số độ bền là 1036

.

Trong phần nhiều trường hợp, xử lý cyanua bằng cách tạo ra phức sắt cũng

là biện pháp an toàn.

4. 2. Xử lý hợp chất photpho.

Hợp chất photpho tồn tại trong nước thải ở các dạng: photphat đơn tan,

photphat trùng ngưng, photpho trong hợp chất hữu cơ. Photphat trùng ngưng

(polyme) và dạng hữu cơ (trong cơ thể vi sinh) có thể loại được một phần qua

quá trình lắng hoặc lọc trong các giai đoạn lắng sơ cấp, thứ cấp. Photphat đơn

tan trong nước không thể loại bỏ theo phương pháp lắng, lọc.


~ 57 ~

tan, phân li

Axit photphoric là một axit yếu, phân li theo ba bậc, tùy thuộc vào pH của

môi trường [13].

H3PO4 H+ + H2PO4

- pKA = 2,2 (4-32)

H2PO4- H

+ + HPO4

2- pKA = 7,2 (4-33)

HPO42-

H+ + PO4

3- pKA = 12,3 (4-34)

Các ion H2PO4-, HPO4

2-, PO4

3- tan trong nước, được gọi là dạng photphat

đơn (ortho photphat).

Biện pháp hiệu quả nhất hiện nay trong công nghệ xử lý nước thải là tạo ra

muối photphat ít tan với sắt, nhôm và canxi. Trong một số trường hợp có thể

sử dụng phương pháp trao đổi ion.

4. 2. 1. Kết tủa photphat.

Kết quả từ những nghiên cứu sâu và rộng cho thấy trong khi kết tủa

photphat với các ion kim loại nêu trên, kết tủa không phải là cơ chế duy nhất

mà quá trình hấp phụ, keo tụ xảy ra đồng thời ở trong hệ cũng đóng góp vào

việc tách photphat tan ra khỏi môi trường nước. Hợp chất photphat dạng kết

tủa gồm rất nhiều loại, khác nhau về cấu trúc rắn, dạng tinh thể, thành phần

hóa học, thậm chí không tuân theo công thức tỉ lượng hoặc chúng thay đổi

ngay trong thời gian ngắn.

Riêng đối với ion sắt (II), (III) và nhôm khi tồn tại ở trong nước tự bản thân

chúng đã tham gia một loạt các phản ứng như thủy phân, tạo ra các phân tử lớn

hơn như dime, trime cũng như polyme có mạch dài ngắn khác nhau hoặc các

dạng hydroxit có hóa trị khác nhau. Hydroxit, polyme của sắt và nhôm trong

nước đóng vai trò chất hấp phụ, chất keo tụ có khả năng hấp phụ photphat tan

hoặc keo tụ các hợp chất photphat không tan cùng lắng.

Diễn biến trong hệ nước - photphat - Al3+

, Fe2+

, Fe3+

phụ thuộc vào điều

kiện môi trường như pH, thế oxy hóa khử (Eh) cũng như chính nồng độ của

các cấu tử tham gia phản ứng.

Đặc trưng quan trọng nhất của một quá trình kết tủa là tích số tan (độ tan)

của sản phẩm tạo thành. Tích số tan của một chất càng nhỏ thì hiệu quả kết tủa

càng cao. Trong môi trường nước, một hợp chất AmBn khó tan chịu một cân

bằng giữa hòa tan phân li và kết tủa:


~ 58 ~

Kết tủa

AmBn mAn+

+ nBm-

(4-35)

Hằng số cân bằng của phương trình (4-35), KL được gọi là tích số tan và

được định nghĩa:

KL = [An+

]m

. [Bm-

]n (4-36)

Ví dụ tại 20oC, dung dịch của muối AgCl ở trạng thái bão hòa có nồng độ

[Ag+]=[Cl

-]=1,06.10

5 mol/l, tích số tan của nó là 1,12.10

-10 (mol/l

2). Tại nhiệt

độ trên vì một lý do nào đó mà nồng độ của Ag+ hoặc Cl

- thấp hơn giá trị trên

thì AgCl (rắn) tiếp tục tan ra, phân li, ngược lại thì chúng sẽ kết tủa thành

AgCl sao cho KL của nó là một hằng số. Ví dụ khi đưa thêm AgNO3 (dễ tan)

vào dung dịch AgCl bão hòa, lượng Ag+ trong dung dịch hỗn hợp tăng lên, khi

đó nồng độ Cl- sẽ giảm (do kết hợp với Ag

+ tạo ra AgCl) sao cho tích số tan

KL vẫn có giá trị là 1,12.10-10

.

Bảng 4. 3 ghi giá trị tích số tan của một số hợp chất liên quan tới quá trình

xử lý photphat bằng phương pháp kết tủa với muối nhôm, sắt, và vôi (canxi).

Bảng 4. 3. Tích số tan của một số hợp chất photphat với canxi, nhôm, sắt tại

25oC.[13].

Hệ KL

FePO4. 2H2O Fe3+

+ PO43-

+ 2H2O 10-23

AlPO4. 2H2O Al3+

+ PO43-

+ 2H2O 10-21

CaHPO4 Ca2+

+ HPO42-

10-6,6

Ca4H(PO4)3 4Ca2+

+ 3PO43-

+ H+ 10

-46,9

Ca10(PO4)6(OH)2 10Ca2+

+ 6PO43-

+ 2OH-

(hydroxylapatit)

10-114

Ca10(PO4)6F2 10Ca2+

+ 6PO43-

+ 2F-

(apatit)

10-118

CaHAl(PO4)2 Ca2+

+ Al3+

+H+ + 2PO4

3- 10

-39

CaCO3 Ca2+

+ CO32-

10-8,3

CaF2 Ca2+

+ 2F- 10

-10,4

MgNH4PO4 Mg2+

+ NH4+ + PO4

3- 10

-12,6


~ 59 ~

apatit

apatit + calcit

apatit

pH

lg[P

] (m

mol/

l)

(struvit)

Fe(OH)3 Fe3+

+ 3OH- 10

-36

Al(OH)3 Al3+

+ 3OH- 10

-32

Từ bảng 4. 3 có thể đưa ra một số nhận xét:

- Cả ba loại ion (Ca2+

, Al3+

, Fe3+

) đều tạo ra hợp chất photphat có độ tan rất

thấp, đặc biệt là hydroxylappatit và apatit. Phản ứng tạo thành ở vùng pH

cao nên nhiều loại hợp chất của canxi với photphat có chứa thêm nhóm OH.

- Hydroxit sắt, nhôm tan trở lại vào nước dưới dạng ferrat hoặc aluminat

[(Fe(OH)4-, Al(OH)4

-)] ở vùng pH cao (trên 8,5), ở vùng thấp hơn chúng tồn

tại ở dạng kết tủa, keo tụ, cùng lắng với các hợp chất photphat tạo thành.

Hiện tượng keo tụ, hấp phụ có vai trò quan trọng hơn trong hệ sử dụng muối

sắt, muối nhôm khi kết tủa so với sử dụng vôi.

4. 2. 1. 1. Kết tủa với canxi.

Hợp chất canxi thường sử dụng là vôi tôi, Ca(OH)2. Đồng thời với sự hình

thành các hợp chất của canxi với photphát xảy ra phản ứng tạo thành CaCO3 từ

độ cứng và độ kiềm của nguồn nước. Từ hình 4. 2 cho thấy hiệu quả tách

photpho khi kết tủa với canxi phụ thuộc mạnh vào pH, hiệu quả tốt tại vùng

pH cao [14], vì vậy nên quá trình được tiến hành ở vùng pH cao.

Hình 4. 2. Nồng độ photphat dư trong dung dịch sau khi kết tủa với canxi.

Khi đưa vôi vào hệ phản ứng, canxi (Ca2+

) và độ kiềm (HCO3-) trong nước

phản ứng tạo ra canxi carbonat (cancit) do sự dịch chuyển cân bằng của


~ 60 ~

bicarbonat về carbonat khi pH đạt trên 10 (hằng số cân bằng cặp HCO3- -

CO32-

pKA = 8,3). Chỉ có lượng canxi dư sau khi tạo thành canxi carbonat mới

phản ứng với photphat. Phản ứng tạo ra nhiều sản phẩm không tan khác nhau

(xem bảng 4. 3) nhưng chủ yếu là hydroxylapatit:

10Ca2+

+ 6PO43-

+ 2OH- Ca10(PO4)6(OH)2

(4-37)

Lượng vôi đưa vào còn bị tiêu thụ do các phản ứng kết tủa canxi carbonat

và độ kiềm (khử độ cứng theo phương pháp vôi - sô đa) [15].

Ca2+

+ Ca(OH)2 + 2 HCO3- 2CaCO3 + 2H2O (4-38)

Để có được nồng độ photphat dư dưới mức 1mgP/l phản ứng được tiến

hành tại pH = 10,5 - 11 [16]. Liều lượng vôi sử dụng trước hết phụ thuộc vào

độ kiềm của nước và nồng độ photphat ban đầu, thông dụng là 1,4 - 1,5 lần lớn

hơn độ kiềm tính theo CaCO3 [13].

Do pH của môi trường sau khi kết tủa cao, không phù hợp cho quá trình

keo tụ và lắng nên nó cần được trung hòa (với khí CO2) và đồng thời đáp ứng

tiêu chuẩn thải.

Vôi có thể sử dụng phối hợp với muối sắt trong phản ứng kết tủa, canxi

carbonat tạo thành đóng vai trò chất keo tụ.

4. 2. 1. 2. Kết tủa với muối sắt (II).

Muối sắt (II) chủ yếu là dạng sắt sunfat hoặc clorua, là chất thải của quá

trình xử lý bề mặt kim loại như tẩy gỉ sắt trước khi sơn, mạ. Dung dịch thải có

thể chứa tới 15% axit nằm ở dạng axit tự do hoặc dạng ion (khi thủy phân ion

sắt sẽ nhả ra H+) và có thể chứa một số ion kim loại nặng.

Sắt(II) có thể bị oxy hóa thành sắt(III) trong môi trường với oxy phân tử

(thế oxy hóa khử của hệ là 0,46V trong môi trường axit), phản ứng oxy hóa

xảy ra dễ (triệt để) với tốc độ phụ thuộc vào pH, nhanh ở vùng pH cao (tốc độ

oxy hóa tại pH = 8 cao gấp một trăm lần so với tại pH = 6).

Sau khi oxy hóa thành Fe(III) sẽ xảy ra quá trình thủy phân tạo ra một loạt

phức chất dạng hydroxit. Có nhiều nghiên cứu cho thấy sắt(III) hình thành từ

quá trình oxy hóa sắt(II) có hiệu quả hơn là sắt(III) đưa từ ngoài vào trong quá

trình tách loại photphat.

Trong môi trường không có oxy hòa tan, sắt(II) tạo sản phẩm sắt photphat:

Fe2+

+ PO43-

Fe3(PO4)2 (4-39)


~ 61 ~

Phản ứng (4-39) xảy ra triệt để nhất ở vùng pH = 8, với nồng độ dư là 0,4

mgP/l. Ngoài vùng tối ưu, trên nồng độ photphat dư lớn hơn: 8 mgP/l tại pH =

7,0; 3,5 mgP/l tại pH = 9,0.

Tại pH = 8,0 thời gian phản ứng cần tới 2 giờ. Lượng sắt(II) tiêu thụ trong

thực tế thấp hơn so với tỉ lệ tính từ biểu thức (4-39) vì trong sản phẩm kết tủa

có mặt của hợp chất vivianit, Fe2(PO4)3 [13].

Sử dụng muối sắt(II) để kết tủa photphat ít được sử dụng trong thực tế do

sản phẩm khó lắng hoặc là tạo phức với chất hữu cơ có mặt trong nước thải

không có khả năng lắng.

Muối sắt(II) thường được sử dụng phối hợp với vôi, đưa vào đồng thời.

Phản ứng của muối sắt(II) dưới dạng muối sunfat:

FeSO4 + Ca(HCO3)2 Fe(HCO3)2 + CaSO4 (4-40)

Sắt bicarbonat tạo thành tiếp tục phản ứng với vôi:

Fe(HCO3)2 + Ca(OH)2 Fe(OH)2 + CaCO3 + H2O (4-41)

Sắt(II) hydroxit tiếp tục được oxy hóa với oxy để tạo ra sắt(III) hydroxit là

dạng chất hấp phụ photphat.

4. 2. 1. 3. Kết tủa với muối nhôm và muối sắt(III).

Tính năng kết tủa photphat của Al3+

và Fe3+

tương tự nhau. Fe(III) có thể sử

dụng từ sắt(III) sunfat hoặc clorua. Al(III) có thể sử dụng từ phèn nhôm

[Al2(SO4)3. 18H2O], natri aluminat NaAlO2, poly nhôm clorua (polyaluminum

chloride, PAC).

Phản ứng kết tủa của photphat đơn với Al(III) và Fe(III) như sau:

Al3+

+ HnPO43-n

AlPO4 + nH+ (4-42)

Fe3+

+ HnPO43-n

FePO4 + nH+ (4-43)

Song song với phản ứng tạo muối photphat, trong hệ xảy ra một loạt các

quá trình của chính bản thân Al3+

và Fe3+

, đó là các quá trình thủy phân, tạo

phức chất vô cơ, và tạo polyme kim loại.

Trong môi trường nước, ion kim loại Me3+

(Me = Al3+

, Fe3+

) tồn tại ở trang

thái hydrat hóa, tức là bị bao quanh bởi các phân tử nước. Những phân tử nước

có tương tác mạnh nhất với cation là những phân tử nằm kề xung quanh,

thường là 6 phân tử nước xung quanh một ion. Do tương tác đẩy tĩnh điện giữa


~ 62 ~

ion Me3+

với nguyên tử H (tích điện dương một phần) nên nguyên tử H của

nước bị đẩy ra khỏi phân tử nước, nhóm OH khi đó tạo liên kết với ion dương.

Đó là quá trình thủy phân.

Me3+

.6H2O Me2+

(OH).5H2O Me+(OH)2.4H2O

Me(OH)3.3H2O Me(OH)4-.2H2O (4-44)

Sản phẩm của quá trình thủy phân là các tiểu phần có mức độ tích điện khác

nhau như thể hiện ở phản ứng (4-44). Tỉ lệ nồng độ giữa các tiểu phần phụ

thuộc trước hết vào pH của môi trường: trong vùng pH thấp tồn tại nhiều loại

có hóa trị dương cao, ở vùng pH cao xuất hiện các phức chất tích điện âm.

Al(OH)4- hình thành khi pH>8,5, Fe(OH)4 hình thành khi pH>9.

Ion Me3+

thể hiện đặc tính của một axit yếu, vì vậy nó thủy phân càng dễ

khi pH càng cao (nồng độ OH- lớn) và số phối trí của nhóm hydroxyl tăng

trong phức chất hình thành.

Các sản phẩm của quá trình thủy phân có thể liên kết với nhau qua cầu oxy,

hydroxyl để tạo ra các phân tử lớn hơn: dime, trime, polyme như Al13(OH)345+,

Al7(OH)174+, Al14O4(OH)24

7+, Al2(OH)24+, Al3(OH)4

5+ [18].

Các sản phẩm trung gian trên có thể tạo ra các polyme thông qua phản ứng

trùng ngưng, tạo ra các liên kết giữa OH hay O (olation, oxolation), ví dụ.

2Al(H2O)5OH2+

(H2O)5. Al-O-Al(H2O)54+

+ H2O (4-45)

Mạch được tiếp tục nối dài:

(H2O)5Al-O-Al(H2O)54+[(H2O)5Al-O-Al(H2O)4OH]

3++H

+ (4-46)

Quá trình trùng ngưng tạo ra sản phẩm polyme kim loại có phân tử lượng

khá lớn. Ví dụ từ AlCl3 qua quá trình thủy phân với natri bicarbonat tạo ra sản

phẩm poly nhôm clorua PAC có công thức hóa học [AlClx(OH)3-x]n, X=1,2.

PAC có phân tử lượng từ 7000 - 35000, độ dài 250 - 350 Ao. [19, 20]. Khi

vượt quá một nồng độ nào đó, các sản phẩm thủy phân, polyme sẽ kết tủa.

Trong vùng pH thấp hơn điểm đẳng điện, bề mặt chất kết tủa tích điện dương,

trên đó thì tích điện âm (do điều kiện hình thành các chất kết tủa khác nhau

nên điểm đẳng điện không xác định, mà nằm trong một vùng nào đó) ví dụ ở

khoảng pH6 khi kết tủa với muối nhôm).

Chất kết tủa dưới dạng hydroxit Me(OH)3 hình thành đóng vai trò chất hấp

phụ photphat. Cơ chế loại bỏ photphat tan khi kết tủa với Al3+

, Fe3+

bao gồm

hai cơ chế: kết tủa và hấp phụ được xem là khẳng định. Tuy vậy có những kết


~ 63 ~

quả nghiên cứu (trên các mẫu tự tạo) khẳng định photphat tan không thể loại

bỏ thông qua chất kết tủa AlPO4. Trên cơ sở tính toán lý thuyết và kiểm

nghiệm qua thí nghiệm cho thấy tại pH=7, sử dụng phèn nhôm để tạo kết tủa

photphat thì lượng photphat dư trong nước ở thế cân bằng với AlPO4 rắn là

2244 mgP/l. Vì vậy cơ chế tách loại photphat tan là do hấp phụ trên hydroxit

tạo thành, hydroxit tạo thành còn có khả năng hấp phụ cả hợp chất photpho

dạng trùng ngưng và dạng hữu cơ [21].

Mục đích xử lý photpho là đưa nồng độ photpho trong nước sau xử lý phải

đạt tiêu chuẩn thải, tức là nồng độ photphat dư không vượt quá một giá trị nào

đó. Nồng độ dư có thể đo sau khi làm thí nghiệm hoặc tính toán để định hướng

cho quá trình thực hiện. Cách tính toán nồng độ dư có thể thực hiện thông qua

các phản ứng tạo muối photphat và tạo hydroxit kim loại [13, 16].

Tính toán lý thuyết, phù hợp với vùng pH của nước thải cho thấy, nồng độ

photphat dư tan trong nước là do đóng góp của các tiểu phần: H3PO4, HPO4-,

HPO42-

, PO43-

, MeH2PO42+

, MeHPO4+. Khi sử dụng Al

3+làm chất kết tủa, hợp

chất photphat tan dư trong nước chủ yếu là AlHPO4+, còn khi sử dụng Fe

3+ thì

hợp chất tan chủ yếu là FeH2PO42+

.

Nồng độ photphat tan do sự đóng góp của các cấu tử nêu trên là giá trị khi

liều lượng Fe3+

, Al3+

ở mức cao (dư thừa) và phụ thuộc vào pH của môi

trường.

pH tối ưu cho quá trình loại bỏ photpho trong nước thải là xấp xỉ 6,8 với

khoảng khá rộng cho cả hai loại tác nhân kết tủa [22]. Giá trị pH tối ưu có thể

thay đổi khá lớn cùng với sự có mặt của các tạp chất khác trong nước, ví dụ

với một nguồn nước có pH tối ưu là 4 khi tăng thêm 80 mg Ca2+

/l thì vùng pH

tối ưu để kết tủa photphat được trải rộng ra từ 4-8. [16].

Liều lượng chất kết tủa cần sử dụng phụ thuộc trước hết vào thành phần hóa

học của hợp chất photphat ở dạng kết tủa. Tỉ lệ giữa Me3+

với hàm lượng

photphat tan cần loại bỏ sẽ gần giống với tỉ lệ đó trong hỗn hợp của chất kết

tủa vì các ion kim loại tan sau kết tủa thường rất nhỏ (tích số tan của Al(OH)3

và Fe(OH)3 là 10-32

và 10-36

). Khi tỉ lệ ion kim loại/photphat thấp, sản phẩm

kết tủa thường có thành phần hóa học ổn định, theo một tỉ lượng nào đó, ví dụ

FePO4, khi tăng tỉ lệ trên thì nồng độ photphat tan đạt tới gần một giới hạn nào

đó, lượng Me3+

dư ra sẽ tạo thành hydroxit, khi đó tỉ lệ Me3+

/P trong sản phẩm

rắn tăng cao.


~ 64 ~

Lượng Me3+

(n) cần sử dụng được xác định bởi nồng độ photphat tan ban

đầu trong nước thải, CP,o và nồng độ photpha dư sau xử lý CP,d:

Me3+

(n) = (Me3+

/P). (CP,o - CP,d) (4-47)

Giá trị Me3+

/P được xác định từ thực nghiệm ứng với từng nguồn nước, pH

và phụ thuộc vào mức độ làm sạch, CP,d. Giá trị Me3+

/P có thể tra từ các biểu

đồ được Gate [23] và Luedecke [16, 22] cùng với các cộng tác viên xây dựng.

Ví dụ xác định liều lượng Al3+

để kết tủa một hệ có CP,o = 5 mg/l, CP,d là 0,1

mg/l (CP,d < 0,1 mg/l cần Al3+

/P rất cao). Từ biểu đồ cho thấy ứng với CP,d =

0,1 mg/l thì giá trị Al3+

/P = 3, vì vậy:

Al3+

(n) = 3(5-0,1) = 14,7 mg/l.

Nước thải sau khi xử lý bậc hai - nước thải ra sau bể lắng thứ cấp chứa cả

photphat tan lẫn ở dạng không tan (dạng sa lắng, trong cơ thể vi sinh vật),

dạng không tan có thể bị thủy phân tạo ra photphat tan. Nước sau lắng thứ cấp

thường còn chứa một lượng cặn không tan, chủ yếu là sinh khối. Giả sử cặn

không tan chứa 30 mg/l, trong sinh khối lượng photpho chiếm khoảng 2,5%

vậy khi thải ra môi trường hàm lượng photpho trong nước thải sẽ tăng thêm

0,75 mgP/l mặc dù tại thời điểm thải hàm lượng photphat tan được khống chế

là 0,1 mgP/l. Vì vậy để đạt tiêu chuẩn thải cần phải chú ý tới cả lượng cặn

không tan trong nước thải sau lắng thứ cấp.

Lượng Al3+

trong phèn nhôm chiếm khoảng 8%, trong PAC chiếm 15 -

16%.

Cặn kết tủa qua quá trình xử lý photphat thường có tính lắng không cao,

chậm và kéo theo là cần thiết bị lắng lớn. Để thúc đẩy tốc độ lắng người ta

thường sử dụng thêm các chất trợ keo tụ.

Trợ keo tụ được sử dụng chủ yếu là các polyme hữu cơ mạch thẳng chứa

các nhóm chức phân cực để đảm bảo cho chúng tan được trong nước. Các

nhóm chức của polyme có thể tích điện âm, dương hoặc trung tính khi tồn tại

trong nước vì vậy người ta thường phân loại theo đặc tính trợ keo tụ dương,

âm hoặc trung hòa. Độ lớn phân tử của các loại trợ keo tụ khác nhau, từ 3-4

triệu tới 15-16 triệu đơn vị, thông thường các loại polyme tích điện âm và

trung hòa có phân tử lượng lớn hơn loại tích điện dương, loại tích điện dương

tuy có phân tử lượng thấp hơn nhưng lại khó tan hơn hai loại kia.


~ 65 ~

Mật độ nhóm chức hay điện tích, tức là số nhóm chức theo một đơn vị quy

ước (độ dài mạch, khối lượng polyme) của cùng một loại cũng khác nhau tùy

thuộc vào điều kiện chế tạo.

Các nhóm chức trong chất trợ keo tụ cũng có tính axit, bazơ với cường độ

khác nhau: loại mạnh và yếu. Loại mạnh tích điện tương ứng trong vùng pH

rộng, loại yếu chỉ tích điện ở khoảng pH hẹp (polyme âm tích điện âm ở vùng

pH cao, loại dương tích điện dương ở vùng pH thấp).

Cơ chế hoạt động của chất trợ keo tụ là làm cầu nối giữa các hạt keo hình

thành để tạo ra tập hợp hạt lớn và dễ lắng hơn. Trong một số trường hợp keo tụ

dương còn đóng thêm vai trò khử điện tích hạt keo, tức là có tính năng của

chất keo tụ [15, 18]. Tác dụng cầu nối của chất trợ keo tụ thể hiện ở khả năng

hấp phụ của từng phân tử polyme đồng thời trên nhiều hạt keo, giúp cho các

hạt keo đó dễ co cụm lại thành tập hợp lớn hơn.

Lựa chọn về chủng loại hay liều lượng chất trợ keo tụ thường được xác định

thông qua thử nghiệm đối với từng hệ cụ thể. Bảng 4. 4 ghi một số chất trợ

keo tụ Aronflock (Nhật) và một vài đặc trưng về tính chất của chúng.

Bảng 4. 4. Trợ keo tụ Aronfloc và một số đặc trưng. (Sản phẩm Aronfloc, nhà

sản xuất TOAGOSEI-Nhật) C: tích điện dương, TA: tích điện âm, N: trung

hòa.

Ký hiệu Mật độ

điện

tích

Dạng Khối

lượng

riêng kg/l

Tỷ lệ

pha %

Phân tử

lượng

104

Độ

nhớt

Vùng

ứng dụng

C303H cao bột trắng 0,65 0,1-0,3 600 800cps Tách nước

từ bùn hữu

cơ

C303M *// // * 400 700

C303ML *// // * 350 600

C303V *// // * 300 530

C303 *// // * 300 500

C300L *// // * 200 450

C803 *// // * 100 300

C312 *// // * 400 800

C403HW *// // * 550 800

C603 *// // * 400 450

C302 trung bình // * 500 800

C325 * // * 700 900


~ 66 ~

C402 * // * 500 700

C602 * // * 400 750

TA-25 cao bột trắng 0,65 0,05-0,2 900 450 Chất trợ

keo tụ,

tách nước

từ bùn

trong

khoảng pH

trung tính

đến kiềm

TA-24 *// ** 800 450

A-118 *// ** 1200 400

A-117 *// ** 1200 420

A-140 *// ** 1200 450

A-104 *// ** 1300 450

A-205 *// ** 1100 420

A-205L *// ** 600 320

A-351 trung bình ** 1800 330 Trợ keo tụ.

Tách nước

từ bùn thích

hợp trong

khoảng pH

rộng từ axit

nhẹ đến

kiềm

A-350 * ** 1600 340

A-121 * ** 1300 230

A-101 * ** 1300 350

A-161 * ** 1600 380

A-102 * ** 1300 300

A-207 * ** 1400 390

A-106 thấp ** 1300 250

A-166 // ** 1600 250

SA-606 // ** 1700 230

A-218 // ** 1600 260

A-268 // ** 1600 300

A-208 // ** 1300 260

N-107 trung hòa ** 1600 120 -Trợ keo tụ

-Tách nước

từ bùn

khoảng pH:

axit nhẹ đến

kiềm nhẹ

N-101 //* ** 1100 50

N-110 //* ** 1300 6

N-208 //* ** 1300 200

N-202 //* ** 1300 200

N-268 //* ** 1600 230

4. 2. 1. 4. Kết tủa đồng thời amoni và photphat.

Một số nguồn thải chứa đồng thời photphat và amoni với hàm lượng khá

cao như nước thải chế biến thủy sản, nước giết mổ, nước thải chuồng trại hay

từ các bể phốt, đặc biệt là nước chiết ra từ các bể ủ (phân hủy) bùn vi sinh yếm

khí hoặc hiếu khí.


~ 67 ~

Các phương pháp áp dụng để xử lý hợp chất nitơ thực chất là áp dụng giải

pháp phân hủy hợp chất mà chính con người phải tốn công sức để chế tạo, vì

vậy việc thu hồi đồng thời cả thành phần nitơ và photpho để tái sử dụng là

phương hướng rất hấp dẫn.

Có thể đồng thời kết tủa photphat và amoni để tạo ra hợp chất hóa học

struvite, một dạng phân bón tổng hợp (N, P) nhả chậm có chất lượng cao. [25,

26, 27].

Struvite tạo thành từ các thành phần:

Mg2+

+NH4++HPO4

2-+OH

-+5H2O MgNH4PO4.6H2O (4-48)

Tích số tan của struvite là 10-12,6

(bảng 4. 3), có số liệu được đưa ra là

7,8.10-15

[28]. Do có độ tan thấp nên nó có tính năng của một loại phân nhả

chậm.

Từ phương trình phản ứng (4-48) cho thấy: để tạo ra hợp chất struvite cần

tới ba thành phần chính là photphat, amoni và magie cùng với kiềm (OH-) tức

là phản ứng xảy ra trong môi trường kiềm (pH cao).

Nước thải hầu như không thể hội đủ các yếu tố trên cho sự tạo thành

struvite phù hợp với thành phần hóa học của sản phẩm, vì vậy cần phải bổ

xung các thành phần còn thiếu. Tích số tan của struvite giảm khi pH tăng, đạt

giá trị cực tiểu trong vùng pH 8,5 - 9,0 [27].

Để kết tủa photphat và amoni dưới dạng struvite cần phải sử dụng Mg2+

với

liều lượng không thấp hơn tỉ lệ của nó trong thành phần hóa học của sản phẩm

[31, 33].

Đồng thời với mục tiêu thu hồi, mục tiêu ―làm sạch‖ hợp chất nitơ hoặc

photpho hoặc cả hai cũng là đối tượng đáng quan tâm: khi ưu tiên một đối

tượng nào đó, ví dụ photpho thì cần sử dụng dư các hóa chất khác, (NH4+ và

Mg2+

). Phản ứng kết tủa struvite theo kỹ thuật mẻ có thể thực hiện trong thời

gian 4 phút ở nhiệt độ thường, tại pH = 8,5, tỉ lệ mol Mg/P = 1, nồng độ

struvite trong khối sản phẩm đạt 10 - 20%. Hiệu quả loại bỏ photpho là 92%

với nồng độ dư là 17 mg/l [28].

Kết tủa struvite cũng có thể thực hiện theo kỹ thuật phản ứng dòng chảy

hoặc dạng lưu thể (fluidized bed) [28, 29]. Struvite có cấu trúc tinh thể, cấu

trúc tinh thể hình thành từ lúc bắt đầu cho tới sau 18 giờ với kích thước khác

nhau tùy điều kiện kết tủa.


~ 68 ~

Kết tủa struvite trên cơ sở đưa mầm kết tinh ban đầu (là struvite) trong kỹ

thuạt tầng lưu thể cho thấy hiệu quả xử lý (tốc độ) đạt cao khi tinh thể ban đầu

có kích thước nhỏ, tức là cần duy trì diện tích tiếp xúc lớn giữa mầm tinh thể

và những tiểu phần tan trong dung dịch, mặt khác dạng tinh thể nhỏ (0,3 mm)

dễ sử dụng làm phân bón hơn loại có kích thước lớn (0,5-1,5 mm) [29].

Thu hồi amoni và photphat dưới dạng chất kết tủa struvite tỏ ra hấp dẫn về

nhiều phương diện, về mặt kỹ thuật nó thích hợp cho nước thải chứa các hợp

chất trên với nồng độ cao (ví dụ 100 - 5000 mgN/l) nhưng giá thành xử lý cao

[30].

Trong quá trình ủ bùn yếm khí tại hệ thống xử lý nước thải Virginia (sinh

khối dư từ quá trình xử lý bùn hoạt tính), xác vi sinh bị phân hủy, tiết ra amoni

và photphat. Sau thời gian ủ 9 tháng, nồng độ photphat tan tăng từ 50 lên 300

mgP/l, photpho tổng tăng từ 350 lên 1100 mgP/l, amoni tăng từ 316 lên 390

mgN/l cho thấy hàm lượng photpho chủ yếu nằm ở dạng lắng (ví dụ apatit).

Kết tủa thành phần tan, kết hợp với phần cặn lắng tạo ra loại phân bón

NutraGreen lưu hành trên thị trường địa phương với giá 1USD/18,2 kg [25].

4. 2. 2. Phương pháp trao đổi ion.

Về phương diện kỹ thuật, phần lớn các giải pháp xử lý photpho và hợp chất

nitơ là dựa trên các phương pháp ―phá hủy‖ dẫn đến hình thành pha chất rắn

được cô đặc dưới dạng bùn thải và được tập trung vào các bãi rác. Thu hồi

photphat dạng không biến đổi về bản chất hóa học có thể thực hiện bằng kỹ

thuật trao đổi ion với lợi thế tách photphat một cách chọn lọc, thu hồi lại từ

dung dịch tái sinh và tái sử dụng. Trao đổi ion cũng cho phép thu hồi các các

thành phần có ích khác như K+, NH4

+ để tạo ra struvite MgNH4PO4 hay kali

struvite MgKPO4 dùng làm phân nhả chậm.

Hướng nghiên cứu trên đã được chú ý từ thập kỷ 70 và đã hình thành được

một sơ đồ công nghệ REMNUT có ứng dụng trong thực tế. Sơ đồ công nghệ

bao gồm hai cột trao đổi ion: cột clinoptilolit thu hồi amoni, cột anionit thu hồi

photphat. Dung dịch sau khi tái sinh từ hai cột chứa NH4+, PO4

3- được kết tủa

dưới dạng struvite.

Sử dụng anionit để thu hồi photphat sẽ gặp phải các khó khăn:


~ 69 ~

- Tính chọn lọc của photphat thấp so với các anion khác như SO42-

, HCO3-, Cl

-

vì trong điều kiện pH của môi trường dạng tồn tại chủ yếu của nó là H2PO4-,

HPO42-

.

- Dung lượng trao đổi ion và tốc độ trao đổi thấp.

- Anionit là vật liệu có khả năng hấp phụ khá mạnh các chất hữu cơ dạng trung

hòa, thành phần rất sẵn trong nước thải nên dễ bị nhiễm bẩn dẫn tới mất khả

năng trao đổi.

- Nước thải thường chứa một lượng cặn không tan lớn (so với nước sinh hoạt

hoặc nước công nghiệp) cũng làm giảm hiệu quả hoạt động của anionit [1].

Để khắc phục các khó khăn trên, phương hướng chế tạo một loại chất trao

đổi ion có độ chọn lọc cao đối với photphat là hướng đi quan trọng nhất [32].

Anionit có độ chọn lọc cao được trường đại học Lehigh (PA. USA) nghiên

cứu chế tạo trên cơ sở (nguyên liệu) nhựa anionit yếu Dowex M-4195 (Dow

Chemical Co. USA) chứa nguyên tố đồng. Tính chọn lọc cao đối với photphat

là do khả năng trao đổi phối tử (ligand) thông qua tạo phức càng cua (chelat)

của ion đồng trong nhóm chức amin (pyridyl) của nhựa.

Với dung dịch photphat được pha từ nước máy, có nồng độ là 4 mgP/l, thí

nghiệm trao đổi ion được thực hiện trong cột với tốc độ 3 - 20 lần thể tích tầng

nhựa/giờ. Lượng nước xử lý có nồng độ thấp hơn 0,1 mgP/l đạt trên 400 lần

thể tích nhựa.

Dung dịch tái sinh là muối NaCl 1 mol/l (58 g/l) được axit hóa đến pH =

4,3. Lượng dung dịch tái sinh cần khoảng 3 lần thể tích nhựa đã có thể hồi

phục được tới 95% dung lượng trao đổi ban đầu của nhựa. Dung lượng động

của cột đạt 15 gP/l, mức độ làm giàu đạt trên 100 lần so với dung dịch ban

đầu.

Tuy với số liệu đáng khích lệ nêu trên nhưng khi thử nghiệm pilot (qui mô

100 lit/ngày) kết quả về dung lượng trao đổi chỉ đạt được khoảng 10% so với

kết quả từ phòng thí nghiệm do cạnh tranh trao đổi của các ion sunfat,

bicarbonat, nitrat trong nước thải.

Mặc dù có xảy ra hấp phụ các chất hữu cơ nhưng chưa quan sát thấy hiện

tượng hỏng nhựa do nhiễm bẩn cũng như đồng bị tách ra khỏi nhựa.

Để hình thành được một phương pháp ổn định trong thực tế các nghiên cứu

liên quan đang được tiếp tục thực hiện.


~ 70 ~

4. 2. 3. Tách loại photpho trong hệ xử lý nước thải.

Trong một hệ xử lý vi sinh, tách loại photpho bằng phương pháp kết tủa có

thể ghép vào các công đoạn (đơn vị công nghệ khác nhau) khác nhau: xử lý sơ

cấp, thứ cấp hoặc xử lý bậc ba.

Kết tủa photphat với muối sắt hoặc nhôm xảy ra thuận lợi đối với photphat

tan, photpho dạng trùng ngưng hay dạng hữu cơ trong quá trình xử lý vi sinh

được chuyển hóa một phần thành dạng tan, vì vậy hiệu quả tách tốt khi ghép

nối với giai đoạn sau xử lý thứ cấp.

Kết tủa tại bể lắng sơ cấp.

Một hệ xử lý vi sinh thường có bể lắng sơ cấp nhằm mục đích loại bỏ các

cặn không tan. Bổ xung muối sắt, muối nhôm vào trước bể lắng sơ cấp sẽ kết

tủa photphat dạng tan, các hydroxit hình thành hấp phụ các hợp chất photpho

hữu cơ và photphat trùng ngưng cùng lắng. Cặn lắng chứa photpho và kể cả

COD, hợp chất chứa nitơ dạng rắn cũng lắng và tách ra khỏi hệ dưới dạng bùn

thải sơ cấp. Để tạo được quá trình kết tủa, lắng có hiệu quả, quá trình hòa trộn

hóa chất (kể cả chất trợ keo tụ) cũng như thông số của bể lắng cần được thiết

kế thích hợp.

Khi bổ xung các hóa chất trên vào hệ, pH của nguồn nước sẽ bị giảm đáng

kể (27 g Al3+

hoặc 56 g Fe3+

tương đương với 3 mol axit, xấp xỉ với 0,25 lit

axit HCl đặc). Mức độ giảm pH càng lớn khi độ kiềm của nguồn nước càng

thấp. Vì vậy khi đưa hóa chất vào cần phải bổ xung kiềm (vôi) sao cho pH giữ

được ở trong khoảng 6 - 7. Liều lượng hóa chất sử dụng nằm trong vùng 1 - 3

mol kim loại/1 mol photpho (xem bảng 4. 5).

Liều lượng muối sắt, nhôm sử dụng cần xác định tại chỗ, phụ thuộc vào

nồng độ photphat ban đầu, mức độ làm sạch và đặc trưng khác nhau của nước

như độ đục, độ kiềm.

Bảng 4. 5. Hiệu quả tách loại photphat phụ thuộc vào liều dùng trong xử lý sơ

cấp [17].

Hiệu quả giảm P % Tỉ lệ mol Al/P

khoảng điển hình

75 1,25:1 - 1,5:1 1,4:1

85 1,6:1 - 1,9:1 1,7:1


~ 71 ~

95 2,1:1 - 2,6:1 2,3:1

Kết tủa tại giai đoạn xử lý thứ cấp.

Kết tủa photphat với Al3+

, Fe3+

có thể thực hiện bằng cách đưa hóa chất vào

trước bể sục khí đối với phương pháp bùn hoạt tính hoặc khi ra khỏi bể sục khí

trước khi vào bể lắng thứ cấp. Với kỹ thuật lọc nhỏ giọt cũng có thể đưa hóa

chất vào trước hoặc sau điểm lọc. Photphat được tách ra qua tổ hợp của các

quá trình: kết tủa, hấp phụ, trao đổi ion, tham gia cấu tạo tế bào và cuối cùng

tách ra dưới dạng bùn thứ cấp.

Về mặt lý thuyết độ tan của AlPO4 thấp nhất tại pH = 6,3, của FePO4 tại pH

= 5,3, tuy vậy trong thực tế khoảng pH từ 5,5 - 7,0 đều cho hiệu quả tách

photphat tốt và đồng thời cũng là khoảng pH thường gặp trong xử lý nước thải

sinh hoạt.

Sắt(II) ít được sử dụng do chúng chỉ đạt hiệu quả ở vùng pH cao. Với các

loại nước thải có độ kiềm thấp người ta sử dụng aluminat NaAlO2 hoặc phèn

nhôm, muối sắt có bổ xung thêm vôi (PAC ít làm giảm pH hơn so với phèn

nhôm) nhằm giữ cho pH không thấp hơn 5,5. Đưa thêm chất trợ keo tụ sẽ thúc

đẩy quá trình lắng.

Kết tủa tại giai đoạn xử lý bậc ba.

Sau xử lý thứ cấp, nước thải đạt tiêu chuẩn cấp hai (BOD) có thể được tiếp

tục tách photphat bằng phương pháp kết tủa - lắng. Khi xử lý photphat tan

cũng đồng thời cải thiện độ trong và màu của nước sau xử lý. Tỉ lệ hóa chất sử

dụng cũng từ 1-3 mol kim loại/mol photpho nếu chỉ cần đạt tới nồng độ thải là

0,5 mgP/l, để có được mức thải cao hơn lượng sử dụng sẽ cao hơn đáng kể.

Hòa trộn chất kết tủa cần được khuấy trộn mạnh lúc ban đầu, có thể thực

hiện theo nhiều phương thức: đưa vào vị trí có tốc độ dòng chảy mạnh nhất, sử

dụng bộ hòa trộn động hoặc tĩnh với thời gian từ 10 - 30 giây sau đó tốc độ

trộn cần phải giảm để đảm bảo hiệu quả lắng.


~ 72 ~

Hoạt động của vi sinh và quá trình sinh hoá.

5. 1. Phân loại vi sinh vật.

Nhóm sinh vật chính tham gia vào quá trình xử lý nước thải gồm vi khuẩn,

nấm, tảo, động vật nguyên sinh, động vật, thực vật bậc thấp và siêu vi khuẩn

(vi rút). Chúng được phân loại dựa trên một số các đặc trưng: theo cấu trúc tế

bào, phương thức sinh sản, quá trình trao đổi chất hoặc nhu cầu về thức ăn và

năng lượng.

Phân loại theo cấu trúc tế bào.

Sinh vật có thể phân chia theo ba nhóm chính: nhóm có nhân chuẩn điển

hình (Eukaryotes), nhóm vi khuẩn có nhân điển hình (Eubacteria) và nhóm vi

sinh vật cổ (Archaea). Các đặc trưng chủ yếu được trình bày trong bảng 5. 1.

Bảng 5. 1. Phân loại sinh vật theo cấu trúc tế bào [1].

Nhóm Cấu trúc tế

bào

Đặc điểm Kích thước

(đường kính

m)

Đại diện

Sinh vật có

nhân chuẩn

(Eukaryotes)

Nhân điển

hình (nhân

thực)

Đa bào, phân biệt

rõ giữa tế bào và

mô

10 - 1000 Thực vật loại

có hạt, dương

xỉ, rêu, loài

có đốt

Đơn bào,

cộng bào ty

thể

Đơn bào, cộng

bào, ty thể, ít hoặc

không phân biệt

rõ giữa tế bào và

mô

10 - 100 Tảo, nấm,

động vật

nguyên sinh

Vi khuẩn có

nhân điển

hình

(Eubacteria)

Nhân

nguyên thủy

(Prokaryotie)

không có

màng nhân

Hóa học tế bào

giống nhóm có

nhân điển hình

0,2 - 2,0 Phần lớn các

loại vi khuẩn

Vi sinh vật

cổ (Archaea)

Nhân

nguyên thủy,

không chứa

màng nhân

Hóa học tế bào

riêng biệt

0,2 - 2,0 Methanogens,

Halophiles,

Thermaacido

philes

5


~ 73 ~

Tế bào có nhân điển hình (Eukaryotic) là đặc trưng của nhóm sinh vật có

nhân chuẩn. Tế bào gồm nhân tế bào và màng nhân. Nhân tế bào chứa nhiều

phân tử ADN và được bao quanh bởi màng nhân. Ngoài ra, trong màng nhân

của tế bào còn có một số các thành phần khác như mitochondia, chloroplasts.

Tảo, nấm, động vật nguyên sinh có cấu trúc tế bào trên. Tất cả các loại thực

vật bao gồm loại có hạt, dương xỉ, rêu, loại có đốt, loại trung gian thuộc loại

thực vật lớn đa bào có nhân điển hình.

Vi sinh thuộc nhóm vi khuẩn điển hình và nhóm vi sinh vật cổ có cấu trúc

nhân nguyên thuỷ (prokaryotic). Trong tế bào, ở vùng nhân chỉ tồn tại một

phân tử ADN và không bị bao bọc bởi màng nhân.

Siêu vi khuẩn (virut) là loại ký sinh nội bào, nó cần một tế bào chủ và sống

ký sinh trong đó. Mặc dù siêu vi khuẩn có thông tin di truyền nhưng chỉ có thể

sinh sôi trong tế bào chủ, không có khả năng sinh sôi độc lập. Siêu vi khuẩn

cấu tạo từ nhân axit nucleic (ARN hoặc ADN) và vỏ bọc là protein và

glycoprotein. Siêu vi khuẩn được xếp vào nhóm riêng phụ thuộc vào tế bào

chủ, ví dụ Bateriophages là loại siêu vi khuẩn mà vật chủ là vi khuẩn.

Phân loại theo cơ chất và năng lượng.

Sinh vật tham gia vào xử lý nước thải cũng có thể phân chia theo cơ chất và

năng lượng mà chúng sử dụng. Để sinh sản và hoạt động, chúng cần phải được

cung cấp nguồn carbon, dinh dưỡng và năng lượng để tổng hợp ra tế bào mới.

Loại vi sinh sử dụng nguồn carbon hữu cơ được gọi là vi sinh dị dưỡng, loại

sử dụng nguồn carbon vô cơ (CO2, HCO3-) gọi là vi sinh tự dưỡng.

Sinh vật sử dụng nguồn năng lượng sinh ra từ phản ứng oxy hoá chất hữu

cơ như động vật nguyên sinh, nấm, phần lớn vi khuẩn gọi là loại vi sinh hoá

năng hữu cơ, loại sử dụng phản ứng oxy hoá chất vô cơ dạng khử (amoniac,

nitrit, sunfua) gọi là loại vi sinh hoá năng vô cơ. Sinh vật sử dụng năng lượng

ánh sáng gọi là loại quang năng và tiếp tục được phân chia thành quang năng

tự dưỡng và quang năng dị dưỡng. Bảng 5. 2 tóm tắt phân loại theo cơ chất và

năng lượng.

Bảng 5. 2. Phân loại vi sinh theo cơ chất và năng lượng [1].

Loại Cơ chất Năng lượng Đại diện

Dị dưỡng

Hóa năng hữu cơ Carbon hữu cơ Oxy hóa chất hữu Vi khuẩn, nấm,


~ 74 ~

cơ nguyên sinh, động vật

Quang năng hữu cơ Carbon hữu cơ ánh sáng Vi khuẩn quang hợp

Tự dưỡng

Hóa năng vô cơ Carbon vô cơ Oxy hoá chất vô cơ Vi khuẩn

Tự dưỡng quang năng Carbon vô cơ ánh sáng Thực vật, tảo, vi

khuẩn quang hợp

Phân loại theo điều kiện môi trường.

Vi sinh vật cũng thường được phân loại theo điều kiện môi trường trong

quá trình trao đổi chất của chúng, tức là khả năng phát triển khi có mặt hoặc

vắng mặt oxy phân tử hoặc các hợp chất hóa học tham gia vào quá trình sinh

hóa, sản xuất năng lượng. Vi sinh được phân loại theo:

- Hiếu khí; chỉ tồn tại được trong môi trường có oxy phân tử.

- Yếm khí; chỉ tồn tại trong môi trường không có oxy phân tử.

- Yếm khí tuỳ nghi; tồn tại được trong môi trường có hoặc không có oxy.

- Yếm khí không điều kiện; sự có mặt của oxy không gây ảnh hưởng đến hoạt

động của chúng.

Ngoài ra, vi sinh vật có thể phân loại theo khoảng nhiệt độ tối ưu cho hoạt

động của chúng mặc dù khoảng nhiệt độ sống sót rất rộng.

5. 2. Quá trình sinh hoá.

Quá trình xử lý nước thải bằng biện pháp sinh học thực chất là tách các chất

ô nhiễm ra khỏi môi trường nước hoặc chuyển hoá chúng thành các chất

không độc hay ít độc hơn. Các chất gây ô nhiễm ở trạng thái không tan, dạng

phân tán, dạng nhũ cũng có thể xử lý bằng phương pháp sinh học nhưng hiệu

quả xử lý thường thấp hơn so với các phương pháp xử lý hoá học, hoá lý và cơ

học. Các chất tan trong nước là đối tượng chính trong xử lý sinh học. Trong

quá trình xử lý sinh học, một phần chất tan gây ô nhiễm được chuyển hoá

thành sinh khối, được tách ra dưới dạng chất rắn thông qua các kỹ thuật thích

hợp như lắng, lọc; một phần được chuyển hoá thành các chất không độc thông

qua các phản ứng sinh hoá xảy ra trong tế bào của vi sinh vật.

Quá trình sinh hoá cung cấp nguyên liệu và năng lượng để xây dựng tế bào

và duy trì hoạt động của vi sinh vật, tức là để chúng phát triển và tồn tại.


~ 75 ~

5. 2. 1. Trao đổi chất.

Một cơ thể muốn tồn tại và phát triển phải có quá trình trao đổi chất, quá

trình này cung cấp năng lượng và nguyên liệu cho cơ thể. Quá trình trao đổi

chất rất phức tạp bao gồm nhiều chu trình biến đổi chất, là các phản ứng hoá

học xảy ra trong tế bào. Vì phản ứng hoá học xảy ra trong tế bào của cơ thể

sinh vật nên còn gọi là phản ứng sinh hoá.

Hai phản ứng sinh hoá cơ bản nhất trong trao đổi chất là đồng hoá và dị

hoá. Phản ứng dị hoá là phản ứng phân nhỏ chất hữu cơ phức tạp thành các

phân tử nhỏ, bền, kèm theo là quá trình sinh ra năng lượng. Phản ứng đồng hoá

là phản ứng tạo ra các phân tử phức tạp từ các cấu tử đơn giản và thường phải

sử dụng năng lượng. Năng lượng cần thiết cho phản ứng đồng hoá được lấy từ

nguồn sinh ra do phản ứng dị hoá, vì vậy hai quá trình phản ứng trên tương hỗ

lẫn nhau và xảy ra đồng thời.

Để phản ứng dị hoá, đồng hoá xảy ra cần phải có hoạt động của enzym -

chất xúc tác của cơ thể sống. Enzym là protein hoặc protein liên kết với phân

tử vô cơ hay liên kết với các phân tử hữu cơ có kích thước nhỏ. Enym có hai

dạng: nội bào và ngoại bào. Enzym ngoại bào chịu trách nhiệm chuyển hoá

các chất không có khả năng vận chuyển vào tế bào thành dạng có thể. Enzym

nội bào đóng vai trò xúc tác cho các phản ứng đồng hoá, dị hoá diễn ra trong tế

bào.

Bất kỳ một chất xúc tác nào cũng hoạt động trên nguyên tắc là tăng cường

tốc độ phản ứng trên cơ sở hạ thấp năng lượng hoạt hoá của phản ứng hoá học

nhưng không làm dịch chuyển thế cân bằng của phản ứng. Chất xúc tác không

bị tiêu hao trong quá trình phản ứng, nói cách khác chúng được tái tạo lại hoàn

toàn khi một phản ứng kết thúc. Hiệu quả của xúc tác được đánh giá qua hoạt

tính và độ chọn lọc. Hoạt tính xúc tác được thể hiện qua tốc độ phản ứng

(giảm nguyên liệu hay tăng sản phẩm của phản ứng trên đơn vị thời gian và

khối lượng xúc tác); hoạt tính cao đồng nghĩa với tốc độ phản ứng mà nó xúc

tác lớn. Một phản ứng hoá học có cùng nguyên liệu nhưng có thể có nhiều sản

phẩm khác nhau do cơ chế khác nhau, sự có mặt của xúc tác thường dẫn đến

sự thay đổi về cơ chế, thay đổi tỉ lệ sản phẩm tạo thành. Tính vượt trội của một

sản phẩm nào đó (mong muốn) thể hiện độ chọn lọc của xúc tác.

Enzym là loại xúc tác có hoạt tính lớn và độ chọn lọc cao. Một phản ứng có

enzym tham gia có thể viết:


~ 76 ~

E + S (ES) P + E (5-1)

Trong đó : E: enzym; S: chất phản ứng; P: sản phẩm và (ES) là phức chất

trung gian.

Trước khi tạo ra sản phẩm P từ S, phản ứng trải qua hợp chất trung gian

(ES), chính sự có mặt của chất trung gian làm tăng hoạt tính và độ chọn lọc

của sản phẩm P. Trong cơ thể sống quá trình chuyển hoá từ S đến P được thực

hiện qua nhiều bước và bởi nhiều enzym khác nhau, mỗi loại enzym có hoạt

tính và độ chọn lọc phụ thuộc vào pH và nhiệt độ của môi trường phản ứng.

Hoạt tính của enzym khác nhau khá rõ: có loại một phân tử enzym chuyển

hoá chỉ 100 phân tử cơ chất, có loại tới trên một triệu cơ chất trong một phút.

Tính chọn lọc của enzym phụ thuộc vào sự nhận biết và tạo liên kết ―đúng

chỗ‖ với cơ chất của thành phần protein trong enzym. Mỗi loại enzym hầu như

chỉ có tính chọn lọc cho một phản ứng và vì vậy nó thường mang tên phản ứng

đó; ví dụ oxidases là enzym xúc tác cho phản ứng oxy hoá; cellulases xúc tác

cho phản ứng bẻ mạch cellulose, hydrogenases xúc tác cho phản ứng hydro

hoá.

Để phản ứng sinh hoá xảy ra trong tế bào, ngoài sự có mặt của enzym còn

cần cả năng lượng. Năng lượng sản sinh trong tế bào là do phản ứng oxy hoá

chất hữu cơ, vô cơ (phản ứng dị hoá) hoặc do phản ứng quang hoá (quang

hợp). Năng lượng sinh ra được một số hợp chất hữu cơ hấp thụ và tích trữ

trong tế bào. Chất tích luỹ năng lượng thông dụng nhất là adenosine

triphosphat (ATP), năng lượng tích trữ này được sử dụng để tổng hợp tế bào

mới, vận động, duy trì sự sống của tế bào. Khi nguồn năng lượng trong ATP

tiêu thụ hết, hợp chất này chuyển về dạng hợp chất có năng lượng thấp hơn là

adenosine diphosphat (ADP). ADP lại đóng vai trò thu nhận năng lượng và

chuyển về dạng có mức năng lượng cao là ATP.

Đối với vi khuẩn dị dưỡng, chỉ có một phần chất hữu cơ trong nước thải

được chuyển hoá thành sản phẩm cuối cùng và năng lượng sản sinh ra được sử

dụng để tạo ra tế bào mới từ phần chất hữu cơ không tham gia phản ứng. Nếu

nguồn chất hữu cơ trong nước thải không đủ cho cả hai quá trình trên thì tốc

độ tổng hợp tế bào (sinh khối) giảm. Nếu tình trạng này tiếp diễn thì thậm chí

các tế bào sẽ bị chết, bị phân huỷ, chỉ còn lại những thành phần trơ (phân huỷ

bùn). Sự suy giảm sinh khối trên gọi là phân huỷ (hay hô hấp) nội sinh.

Vi khuẩn có kích thước khá lớn so với các phân tử chất hữu cơ, cỡ m, lớn

hơn phân tử hữu cơ bình thường cả ngàn lần. Trong tính toán công nghệ người


~ 77 ~

ta cần những công thức hoá học xác định có thể đặc trưng cho thành phần hoá

học của tế bào, hoặc tính theo mật độ sinh khối (tính bằng g chẳng hạn). Thành

phần nguyên tố chính của tế bào là C, O, N, H, các nguyên tố vô cơ với hàm

lượng thấp hơn như P, S, K, Mg, Ca, Fe, Na, các nguyên tố vi lượng như Zn,

Mn, Mo, Se, Co, Cu, Ni, W. [2].

Thành phần hoá học theo nguyên tố của tế bào vi sinh vật tính theo khối

lượng khô được ghi trong bảng 5. 3. [3].

Bảng 5. 3. Thành phần hoá học đặc trưng của tế bào vi sinh (%).

Nguyên tố Khoảng Đại diện Nguyên tố Khoảng Đại diện

C 45 - 55 50 Na 0,5 - 2,0 1

O 16 - 22 20 Ca 0,4 - 0,7 0,5

N 12 - 16 14 Mg 0,4 - 0,7 0,5

H 7 - 10 8 Cl 0,4 - 0,7 0,5

P 2 - 5 3 Fe 0,1 - 0,4 0,2

S 0,8 - 1,5 1 Khác 0,2 - 0,5 0,3

K 0,8 - 1,5 1

Trong tế bào, nước chiếm khoảng 80%, 20% khối lượng là chất khô, trong

chất khô thành phần hữu cơ chiếm khoảng 90%, còn 10% là các chất vô cơ.

Từ thành phần hoá học ở bảng 5. 3 người ta thành lập công thức hoá học

gần đúng cho tế bào, công thức có dạng (chỉ tính cho thành phần hữu cơ)

C5H7O2N. Công thức trên chỉ ra rằng, hàm lượng carbon chiếm 53%, hàm

lượng nitơ chiếm 12% trong tế bào. Nếu tính cả photpho thì công thức gần

đúng sẽ có dạng C60H87O23N12P.

Để tổng hợp tế bào, ngoài cơ chất là carbon còn cần tới dinh dưỡng (N, P)

và các nguyên tố khác. Khi thiếu dinh dưỡng theo tỉ lệ trong tế bào, quá trình

xử lý nước thải cần được bổ xung thêm, khi thừa cần có các biện pháp xử lý

dinh dưỡng ngoài việc loại bỏ chất hữu cơ (carbon).

5. 2. 2. Quá trình dị hoá và năng lượng.

Năng lượng sinh ra và tiêu hao do phản ứng sinh hoá là yếu tố quan trọng

hàng đầu của quá trình trao đổi chất. Năng lượng sinh ra do phản ứng hoá học


~ 78 ~

trong hệ xử lý nước thải chủ yếu là từ phản ứng oxy hoá và lên men hoặc do

phản ứng quang hoá.

Phản ứng sinh hoá là phản ứng hoá học xảy ra trong tế bào, để phản ứng có

thể xảy ra thì năng lượng tự do Gibbs của phản ứng phải có giá trị âm, tức là

phản ứng toả nhiệt. Đối với phản ứng thu nhiệt thì giá trị năng lượng tự do

Gibbs mang dấu dương, tức là phản ứng ngược lại với phản ứng đang quan sát

và chỉ xảy ra khi được cung cấp năng lượng từ ngoài vào.

Phản ứng dị hoá do oxy hoá.

Phản ứng oxy hoá là phản ứng hóa học có xảy ra quá trình trao - nhận điện

tử, tức là có sự thay đổi hoá trị của nguyên tố tham gia phản ứng. Chất

(nguyên tố) cho điện tử là chất khử, sau phản ứng hoá trị của nó tăng. Chất

nhận điện tử đóng vai trò chất oxy hoá, sau khi nhận điện tử nguyên tố đó sẽ

giảm hoá trị.

Ví dụ nguyên tố carbon (C) trong trong hợp chất hữu cơ có số oxy hoá thấp

(chất khử) phản ứng với oxy phân tử có hoá trị không (0) trong phản ứng cháy

tạo ra khí CO2. Hoá trị của carbon trong khí CO2 là +4 và của oxy là -2. Vậy

nguyên tố carbon trong chất hữu cơ là chất khử, nó bị oxy hoá bởi oxy, còn

oxy phân tử là chất oxy hoá và nó bị khử bởi chất hữu cơ. Ví dụ khác là phản

ứng oxy hoá amoniac với oxy để tạo ra nitrit và nitrat:

NH3 + 1,5O2 NO2- + 2H

+ + H2O (5-2)

NO2- + 0,5O2 NO3

- (5-3)

Hoá trị của nitơ trong amoniac là -3, trong nitrit và nitrat là +3 và +5, vậy

nitơ đóng vai trò là chất khử, nó cho 6 điện tử trong phản ứng (5-2) và 2 điện

tử trong (5-3).

Phản ứng oxy hoá khử tạo ra năng lượng cho tế bào, quá trình oxy hoá và

khử là hai phản ứng nhưng phải xảy ra đồng thời (cho và nhận điện tử).

Muốn xem một phản ứng oxy hoá có xảy ra và xảy ra có triệt để (thế cân

bằng) hay không thì cần phải đo (tính) năng lượng tự do Gibbs. Để dễ quan

sát, phản ứng oxy hoá khử được viết thành 2 phản ứng riêng biệt: phản ứng

khử và phản ứng oxy hoá, sau đó sẽ tổ hợp lại thành phản ứng oxy hoá khử.

Sử dụng hydro làm chất khử (cho điện tử) ta có:

H2 2H+ + 2e

- (5-4)

Sử dụng oxy làm chất nhận điện tử:


~ 79 ~

0,5O2 + 2e- O2

- (5-5)

Tổ hợp hai phản ứng trên ta có phản ứng oxy hoá khử:

H2 2H+ + 2e

-

0,5O2 + 2e- O2

-

H2 + 0,5O2 H2O (5-6)

Phản ứng oxy hoá hay khử riêng rẽ đều có giá trị năng lượng tự do Gibbs

(Go), có thể tra cứu từ tài liệu. Từ cách viết trên và số liệu tra được sẽ cho

phép nhận biết diễn biến của phản ứng. Ví dụ quan sát quá trình oxy hoá của

carbohydrat với oxy:

0,25CH2O+0,25H2O0,25CO2+H++e

- G

o= 41.84 (5-7)

0,25O2+H++e

-0,25H2O G

o = -78,14 (5-8)

0,25CH2O+0,25O20,25CO2+0,25H2O Go = -36,30 (5-9)

CH2O+O2CO2 + H2O

Tổng năng lượng tự do Gibbs có giá trị -36,30 kJ/mol, vậy phản ứng chạy

từ trái sang phải và giá trị (tuyệt đối) khá lớn nên cân bằng dịch chuyển mạnh

về phía bên phải. Mức độ triệt để của phản ứng oxy hoá khử phụ thuộc vào thế

oxy hoá khử của phản ứng tổng, tức là khả năng sẵn sàng cho và nhận điện tử

của các thành phần tham gia phản ứng.

Trong xử lý nước thải, vi sinh vật có thể sử dụng nhiều chất oxy hoá (cho

điện tử) vào mục đích chuyển hoá các phản ứng sinh hoá. Các phản ứng khử

các chất oxy hoá thông dụng gồm:

* Oxy: O2 + 4H+ + 4e

- 2H2O (5-10)

* Nitrat: NO3- + 4H

+ + 5e

- 0,5N2 + 3H2O (5-11)

* Sunfat: SO42-

+ 8H+ + 8e- S

2- + 4H2O (5-12)

Vi sinh vật hiếu khí chỉ có thể sử dụng được oxy để oxy hoá chất hữu cơ.

Vi sinh vật tuỳ nghi, loại có mặt với số lượng khá đông trong các hệ thống xử

lý nước thải, có thể sử dụng cả oxy lẫn nitrat, nhưng ưu tiên oxy hơn, tức là chỉ

sử dụng đến nitrat khi môi trường sống không có oxy nữa, nói cách khác là

trong môi trường thiếu khí. Vi khuẩn khử sunfat với chất hữu cơ chỉ có thể

phát triển được khi không có oxy.


~ 80 ~

Oxy hoá một chất hữu cơ có công thức tổng quát CxHyOz với các chất oxy

hoá trong các biểu thức (5-10), (5-11), (5-12) có thể viết như sau:

Oxy hóa chất hữu cơ:

CxHyOz+(2x-z)H2OxCO2+(4x-y-2z)H++ 4x+y-2z)e

- (5-13)

Hoặc:

zyx 24

1

CxHyOz+

zyx

zx

24

2

H2O

zyx

x

24 CO2+H++e-(5-14)

Sử dụng oxy làm chất oxy hoá (hiếu khí) thì phối hợp giữa biểu thức (5-10)

và (5-14):

CxHyOz + 0,25(4x+y–2z)O2 xCO2 + 0,5yH2O (5-15)

Phản ứng oxy hoá khử liên quan đến quá trình cho và nhận điện tử tính theo

đương lượng, trong thực tiễn thường tính theo khối lượng của chất oxy hoá

hoặc khử. Có thể tính tương đương như sau: để có được 1 mol điện tử cần: 8g

O2 (32/4), 2,8g N trong nitrat (14/5) và 4 g S (32/8). Theo định nghĩa 1g oxy

sẽ oxy hoá được 1g COD, vậy để oxy hoá 1 g COD cần 0,35g N trong nitrat

(2,8/8) hoặc 0,5 g S trong sunfat (4/8).

Năng lượng thu được từ quá trình oxy hoá các chất hữu cơ khác nhau sẽ

khác nhau; kể cả tính theo chỉ tiêu khác nhau (mol, COD, TOC).

Bảng 5. 4 ghi một số giá trị năng lượng thu được từ phản ứng oxy hoá một

số chất hữu cơ.

Giá trị năng lượng tính theo mol của các hợp chất hữu cơ lệch nhau rất

nhiều nhưng nếu tính theo COD thì hầu như không đổi, giá trị trung bình là

13,8 KJ/g COD ± 10% trừ hai hợp chất đứng ở đầu và cuối bảng.

Bảng 5. 4. Năng lượng của phản ứng oxy hoá chất hữu cơ [4].

Hợp chất Công thức hoá học Năng lượng

KJ/mol KJ/g COD KJ/g TOC

Axit oxalic C2H2O4 342 22,9 14,4

Axit formic CH2O2 284 17,9 23,8

Axit citric C6H8O7 3828 15,0 29,9

Glucose C6H12O6 2810 14,9 39,8

Axit lactic C3H6O3 1362 14,2 37,8


~ 81 ~

Axit acetic C2H4O4 865 13,5 36,0

Glycerin C2H2O2 1617 14,4 39,3

Phenol C6H6O 3022 13,5 42,2

Etylen glycol C2H6O2 1174 14,7 48,9

Benzen C6H6 3180 13,3 44,1

Aceton C3H6O 1714 13,4 50,9

Axit palmitic C16H32O2 9731 13,3 50,9

Cyclohexan C6H12 3766 13,0 52,1

Ethylen C2H4 1312 13,7 54,4

Ethanol C2H6O 1304 13,6 54,2

Methanol CH4O 689 14,8 57,5

Etan C2H6 1437 12,8 59,9

Metan CH4 798 12,5 63,4

Không chỉ sử dụng chất hữu cơ để tạo ra năng lượng thông qua phản ứng

với chất oxy hoá (O2, NO3-, SO4

2-), loại vi sinh tự dưỡng hoá năng vô cơ còn

sử dụng các nguyên liệu vô cơ khác như NH3, H2, H2S để sản xuất năng lượng

thông qua phản ứng oxy hóa khử.

Trong hệ thống xử lý nước thải xảy ra đồng thời nhiều loại phản ứng oxy

hoá khử song song với quá trình tổng hợp tế bào vi sinh vật. Trên cơ sở phản

ứng oxy hoá khử riêng rẽ và năng lượng tự do người ta có thể tính được các

phản ứng trong một hệ vi sinh, kể cả quá trình tổng hợp tế bào, điều đó giúp

ích rất nhiều cho nghiên cứu các quá trình chuyển hoá sinh hoá. [1, 5, 6]

Theo Mc Carty [5], một phản ứng sinh hoá trên cơ sở oxy hoá khử có thể

viết:

R = fs. Rs + fa. Ra - Rd (5-15)

Trong đó R là phản ứng tổng thể của một quá trình sinh hóa; Rs là phản ứng

tổng hợp tế bào, Ra là phản ứng nhận điện tử; Rd là phản ứng cho điện tử; fs là

tỉ lệ của điện tử giành cho tổng hợp tế bào, fa là tỉ lệ điện tử giành cho năng

lượng, fs + fa = 1.

Dấu trừ trong biểu thức (5-15) mang ý nghĩa: phương trình hoá học cho

điện tử trong bảng 5-5 phải được đảo vế khi kết hợp với các phương trình phản

ứng khác. Giá trị fs thay đổi theo dạng của chất cho điện tử, phản ứng cụ thể

(ví dụ loại tự dưỡng hay dị dưỡng) và bản chất của chất nhận điện tử. Ví dụ

giá trị fs của phản ứng giữa carbohydrat (chất cho điện tử) với oxy (chất nhận


~ 82 ~

điện tử) có giá trị từ 0,6 đến 0,72. Phản ứng riêng rẽ: khử, oxy hoá và tổng hợp

tế bào của hệ phản ứng sinh hoá thường gặp trong xử lý nước thải được ghi

trong bảng 5. 5.

Bảng 5. 5. Phản ứng thành phần trong hệ sinh hoá.

STT Phản ứng thành phần Năng lượng

tự do,

KJ/mol

Phản ứng tổng hợp tế bào (Rs)

1 Sử dụng amoniac làm nguồn nitơ

5

1CO2+

20

1HCO3

-+20

1NH4

++H++e- 20

1C5H7O2N+

5

9H2O

2 Sử dụng nitrat làm nguồn nitơ

28

1NO3

-+

28

5CO2+

28

29H

++e

-

28

1C5H7O2N+

28

11H2O

Phản ứng nhận điện tử (khử) của các chất oxy hoá (Ra)

3 Oxy

4

1O2 + H

+ + e

- =

2

1H2O -78,14

4 Nitrat

5

1NO3

- +

5

6 H

+ + e

- =

10

1N2 +

3

5H2O -71,67

5 Sunfat

8

1SO4

2-+

16

19H

++e

-=

16

1H2S+

16

1HS

-+

2

1H2O 21,27

6 Carbon dioxit (metan hoá do lên men)

8

1CO2 + H

+ + e

- =

8

1CH4 +

4

1H2O 24,11

Phản ứng cho điện tử (oxy hoá) của các chất khử (Rd)

Chất khử hữu cơ (phản ứng dị dưỡng)

7 Nước thải sinh hoạt


~ 83 ~

50

9CO2+

50

1NH4

++50

1HCO3

-+H++e-50

1C10H19O3N+

25

9H2O 31,80

8 Protein (axit amin, protein, hữu cơ chứa nitơ)

33

8CO2+

33

2NH4

++

33

31H

++e

-

66

1C16H24O5N+

66

27H2O 32,22

9 Carbonhydrat (cellulose, tinh bột, đường)

4

1CO2 + H

+ + e

- =

4

1CH2O +

4

1H2O 41,84

10 Dầu, mỡ

23

4CO2 + H

+ + e

- =

46

1C8H16O +

46

15H2O 27,61

11 Metanol

6

1CO2 + H

+ + e

- =

6

1CH3OH +

6

1H2O 37,51

Chất khử vô cơ (phản ứng tự dưỡng)

12 Fe3+

+ e- = Fe

2+ -74,40

13 2

1NO3

- + H

+ + e

- =

2

1NO2

- +

2

1 H2O -40,15

14 8

1NO3

- +

4

5H

+ + e

- =

4

1NH4

+ +

8

3H2O -34,50

15 6

1NO2

- +

3

4H

+ + e

- =

6

1NH4

+ +

3

1H2O -32,62

16 6

1SO4

2- +

3

4H

+ + e

- =

6

1S +

2

3 H2O 19,48

17 8

1SO4

2-+

16

19H

+ +e

-=

16

1H2S+

16

1HS

-+

2

1H2O 21,28

18 4

1SO4

2- +

4

5H

+ + e

- =

8

1S2O3

2- +

8

5H2O 21,30

19 H+ + e

- =

2

1H2 40,46

20 2

1SO4

2- + H

+ + e

- = SO3

2- + H2O 44,33

Sử dụng bảng 5. 5 và biểu thức (5-15) có thể đánh giá một phản ứng sinh

hoá trong xử lý nước thải (tất nhiên là sơ bộ, mang tính chất định tính).


~ 84 ~

Ví dụ: xác định hiệu suất hình thành sinh khối (lượng tế bào vi sinh hình

thành trong quá trình xử lý) trong phản ứng oxy hoá glucose (carbohydrat).

Giả thiết là sử dụng oxy làm chất oxy hoá, amoniac là nguồn nitơ cho tổng

hợp tế bào và fs có giá trị là 0,7.

Bài toán được giải như sau:

R = fs. Rs + fa. Ra - Rd = 0,7Rs + 0,3Ra - Rd (5-16)

Phản ứng Rs, Ra, Rd tương ứng với các phản ứng có số thứ tự 1, 3 và 9

trong bảng 5. 5.

0,7Rs=0,14CO2+0,035HCO3-+0,035NH4

++0,7H

++0,7e

-

=0,035C5H7O2N+0,31H2O

0,3Ra=0,075O2+0,3H++0,3e

- = 0,15H2O

-Rd = 0,25 CH2O + 0,25 H2O = 0,25 CO2 + H+ + e

-

R = 0,25 CH2O + 0,035 HCO3-+ 0,035 NH4

+ + 0,075 O2

= 0,11CO2+0,035C5H7O2N+0,21H2O (5-17)

Biểu thức (5-17) chính là quá trình sinh hoá khi oxy hoá CH2O với oxy để

hình thành sản phẩm tế bào vi sinh (C5H7O2N) và các sản phẩm bền là CO2 và

H2O. Trong quá trình phản ứng, khối lượng của carbohydrat, CH2O, đã tiêu

thụ là 7,5 g (0,25 mol x 30 g/mol), lượng tế bào hình thành là 3,96 g (0,035

mol x 113 g/mol). Vậy hiệu suất hình thành tế bào là 53% (3,96/7,5).

Năng lượng tự do Gibbs của phản ứng nhận điện tử (3) là -78,14, của phản

ứng cho điện tử (9) là 41,84, vậy năng lượng tổng của phản ứng oxy hoá khử

là -36,3 KJ/mol. Cân bằng hoá học (hoàn toàn có thể tính được hằng số cân

bằng) của phản ứng (5-17) lệch về phía phải.

Phản ứng dị hoá do lên men.

Năng lượng cũng có thể thu được qua quá trình lên men chất hữu cơ, xảy ra

không cần tới chất oxy hoá. Khác với phản ứng oxy hoá, trong quá trình lên

men không có sự dịch chuyển điện tử giữa các cấu tử tham gia phản ứng. Phân

huỷ yếm khí nước thải, bùn thải là quá trình lên men được chú ý đặc biệt trong

công nghệ xử lý nước thải. Sản phẩm của quá trình là khí metan, hợp chất mà

carbon trong đó có hoá trị thấp nhất trong hợp chất hữu cơ, metan là sản phẩm

cuối cùng của một quá trình nối tiếp nhau. Cùng với metan, sản phẩm khác là

CO2 cũng hình thành, carbon trong CO2 có hoá trị cao nhất (+ 4). Quá trình lên

men một chất hữu cơ CxHyOz có thể viết:


~ 85 ~

CxHyOz+(x-y/4-z/2)H2O(x/2-y/8+z/4)CO2+(x/2-y/8+z/4)CH4 (5-18)

Cả hai sản phẩm khí đều tự động thoát ra khỏi môi trường nước và gọi là

khí biogas.

Quá trình lên men có đặc trưng nổi bật là quá trình chuyển hoá nội bộ của

điện tử trong chất hữu cơ; một cách hình ảnh thô thiển có thể cho rằng số điện

tử của phân tử hữu cơ được ―gom‖ lại trong phân tử metan (C hoá trị - 4), do

bị mất đi nên carbon trong khí CO2 có hoá trị + 4. Vì không xảy ra quá trình

oxy hoá nên giá trị COD của lượng metan (4 g COD/g CH4) sinh ra đúng bằng

giá trị COD của nguyên liệu chất hữu cơ. Ví dụ lên men 10 g đường sinh ra

một lượng metan nào đó; giá trị COD của metan thu được chính bằng giá trị

COD của 10 g đường.

Năng lượng thu được từ quá trình lên men thấp hơn nhiều so với năng

lượng của phản ứng oxy hoá khử. Để so sánh, ta sẽ chọn một ví dụ là oxy hoá

axit axetic và phản ứng lên men chính nó. Từ bảng 4. 3 cho biết năng lượng

của quá trình oxy hoá với oxy có giá trị 865 KJ/mol:

C2H4O2 + 2 O2 2 CO2 + 2 H2O + 865 KJ/mol (5-19)

Quá trình lên men toả ra năng lượng E:

C2H4O2 CH4 + CO2 + E (5-20)

Năng lượng E có thể tính như sau: năng lượng oxy hoá metan có giá trị 798

KJ/mol (bảng 4. 3) từ phản ứng:

CH4 + 2 O2 CO2 + H2O + 798 KJ/mol (5-21)

Tổ hợp (5-20) và (5-21) ta có:

E + 798 KJ/mol = 865 KJ/mol, E = 67 KJ/mol.

So với phản ứng oxy hoá, năng lượng thu được từ lên men chỉ bằng khoảng

8% của cùng chất hữu cơ, điều này giải thích vì sao quá trình xử lý yếm khí

chậm, hiệu suất hình thành sinh khối thấp hơn nhiều so với xử lý hiếu khí và vì

vậy vi sinh vật yếm khí hoạt động có hiệu quả trong vùng nhiệt độ cao. Năng

lượng tỏa ra thấp, phần còn lại 92% nằm dưới dạng hoá năng trong phân tử

metan và vì vậy nó là nguồn nhiên liệu.

Nhìn chung trong quá trình xử lý yếm khí các chất hữu cơ, năng lượng sinh

ra chỉ bằng khoảng 10% so với xử lý hiếu khí, 90% còn lại nằm trong khí

metan dưới dạng hoá năng.


~ 86 ~

Đồng

hóa pY

Dị hóa

1-pY

Sản phẩm+năng lượng

Phân hủy nội sinh

5. 2. 3. Quá trình đồng hoá và tạo thành sinh khối.

Vi sinh vật sử dụng chất hữu cơ để tạo ra tế bào, thực hiện các phản ứng

sinh hoá từ các chất hữu cơ để lấy năng lượng duy trì hoạt động sống và phát

triển. Song song với sinh sản và phát triển đồng thời xảy ra quá trình phân huỷ

tế bào vi sinh vật - phân huỷ nội sinh, sản phẩm phân huỷ lại được vi sinh vật

sống sử dụng cho quá trình đồng hoá và dị hoá. Quá trình trên có thể mô tả qua

sơ đồ sau [4]:

Cả quá trình đồng hoá và dị hoá về nguyên tắc đều có thể định lượng được:

đồng hoá làm tăng mật độ vi sinh, có thể xác định theo nhiều phương pháp

như xác định khối lượng, đánh giá mật độ tế bào. Quá trình dị hoá có thể đánh

giá thông qua lượng chất oxy hoá được tiêu thụ hoặc sản phẩm metan hình

thành. Tổng hợp quá trình đồng hoá, dị hoá có thể xác định qua mức độ suy

giảm nồng độ cơ chất.

Hình 1. Sơ đồ trao đổi chất của vi sinh vật

Giữa lượng sinh khối (tế bào) tạo thành và lượng cơ chất tiêu hao (ví dụ

COD) có tồn tại mối quan hệ tỉ lệ thuận: cơ chất được sử dụng nhiều thì lượng

sinh khối tạo thành lớn. Nếu gọi Xv là mật độ sinh khối đo theo lượng chất hữu

cơ bay hơi (volatile solid VSS, chất hữu cơ trong sinh khối đốt cháy ở nhiệt độ

500 - 550oC) và S là nồng độ của cơ chất, ta sẽ có mối quan hệ:

Tế bào mới

Vật liệu: cơ chất,

dinh dướng, yếu

tố khác


~ 87 ~

Y = - dXv/dS (5-22)

Y gọi là hiệu suất hình thành sinh khối. Giá trị Y thay đổi không đáng kể

đối với phần lớn các chất hữu cơ, nhưng khác biệt đáng kể đối với các phản

ứng dị hóa có bản chất khác nhau. Năng lượng sinh ra từ phản ứng dị hoá trên

cơ sở oxy hoá với oxy hoặc nitrat cao hơn nhiều so với dị hoá lên men. Do vậy

lượng sinh khối tạo thành từ cơ chất đã tiêu hao trong trường hợp đầu lớn hơn

nhiều. Sử dụng oxy hoặc nitrat làm chất oxy hoá (chất nhận điện tử), trị số của

Y là khoảng 0,45 gVSS/g COD. Trong quá trình lên men yếm khí, giá trị của

Y nhỏ hơn rõ rệt và trong chừng mực nào đó bị ảnh hưởng bởi bản chất của cơ

chất. Hiệu suất sinh khối của vi sinh tạo metan chỉ nằm trong khong 0,02 -

0,03 g VSS/ g COD [7]. Bởi lý do đó nên tốc độ phát triển vi sinh trong hệ xử

lý nước thải theo phương pháp hiếu khí (bùn hoạt tính) nhanh hơn rất nhiều so

với xử lý yếm khí.

Giá trị Y chưa đủ để đánh giá phần chất hữu cơ đã tiêu hao cho quá trình

tạo thành sinh khối. Để đạt mục đích cần phải biết được trị số COD tương ứng

với một đơn vị khối lượng của sinh khối tính theo lượng chất hữu cơ bay hơi

VSS. Giá trị này được xác định bằng thực nghiệm, bằng cách đo COD và VSS

của sinh khối. Theo số liệu của nhiều tác giả, giá trị p (tỉ lệ g COD/g VSS)

nằm trong khoảng 1,42 đến 1,51, giá trị thường gặp nhất là 1,47 - 1,48. [4].

Giá trị p có ý nghĩa là lượng chất hữu cơ trong sinh khối nếu tính theo COD

thì bằng 1,48, tính theo VSS thì bằng 1,0 đơn vị.

Trong quá trình xử lý hiếu khí với Y = 0,45; 1 kg COD bị tiêu hao sẽ thu

được 0,45 kg sinh khối tính theo VSS và tính theo COD sẽ là pY = 1,48x0,45

= 0,67 kg. Lượng chất hữu cơ còn lại là 1 - pY = 0,33 kg là lượng chất hữu cơ

tham gia quá trình dị hoá, là lượng chất bị oxy hoá để tạo ra năng lượng và cần

một lượng oxy là (1 - pY) kg O2. Từ số liệu trên có thể kết luận sơ bộ là trong

quá trình trao đổi chất do oxy hoá (dị hoá do oxy hoá) một phần ba lượng cơ

chất được sử dụng cho quá trình dị hoá, hai phần ba được sử dụng cho quá

trình đồng hoá.

Trong trường hợp xử lý yếm khí, giá trị Y đối với vi khuẩn sinh metan

trong xử lý nước thải là 0,02 - 0,03, 1kg COD tiêu thụ sẽ hình thành 30 g sinh

khối tính theo VSS hay 45 g tính theo COD, tỷ lệ này thấp, chiếm 4,5%.

Lượng COD còn lại là 95,5% chuyển hoá hầu hết thành metan.

Trong sơ đồ quá trình trao đổi chất có chứa đựng quá trình vi sinh tự phân

huỷ do già cỗi và hết sức sống. Một phần vật chất của tế bào chết có khả năng


~ 88 ~

sinh huỷ trở thành nguyên liệu cho quá trình trao đổi chất tiếp theo. Trao đổi

chất do oxy hoá tế bào được gọi là hô hấp nội sinh nhằm phân biệt với oxy hoá

chất hữu cơ từ ngoài (nước thải) gọi là oxy hoá ngoại sinh. Một phần vật chất

của tế bào chết chuyển hoá thành dạng vật chất trơ không có khả năng sinh

huỷ hoặc rất khó sinh huỷ; chất này sẽ tích luỹ trong hệ thống xử lý nước thải

dưới dạng bùn dư.

Tốc độ phân huỷ vi sinh trong điều kiện hiếu khí và thiếu khí lớn hơn nhiều

so với môi trường yếm khí. Thí nghiệm đánh giá tốc độ phân huỷ vi sinh vật

hiếu khí cho thấy, quá trình phân huỷ tuân theo phản ứng bậc một:

dt

dX = - kX (5-23)

X: nồng độ vi sinh vật tại thời điểm t, k là hằng số tốc độ của phản ứng

phân huỷ.

Phương trình (5-23) được viết dưới dạng tường minh với các điều kiện ban

đầu thích hợp:

Xt = Xo. exp(-kt) (5-24)

Xt, Xo là mật độ vi sinh vật tại thời điểm t và t=0. k có giá trị khoảng 0,01 h-

1 tại 20

oC. Mức suy giảm nồng độ vi sinh tuân theo qui luật hàm mũ. Từ các số

liệu trên có thể tính lượng vi sinh vật còn lại tại bất cứ thời điểm t nào đó. Với

giá trị k = 0,01 h-1

thì mức độ giảm vi sinh là khoảng 1% trong một giờ. Khi

không được cung cấp thức ăn hoặc điều kiện duy trì sống, sau thời gian

khoảng 2 tuần lễ, vi sinh sống sót được chỉ còn 3 - 4% so với lúc đầu. Từ đó

suy ra rằng hoạt tính của vi sinh hiếu khí giảm nhanh khi không cung cấp đủ

điều kiện sống cho chúng và quá trình phân huỷ bùn thải từ bể lắng thứ cấp

trong điều kiện hiếu khí xảy ra nhanh.

Ngược lại, tốc độ phân huỷ vi sinh dưới điều kiện yếm khí (ủ bùn yếm khí)

xảy ra rất chậm, đặc biệt dưới điều kiện nhiệt độ thấp. Vì vậy hoạt tính vi sinh

có thể duy trì trong thời gian dài, tới cả năm trong điều kiện không có thức ăn,

thích hợp với loại nước thải hoạt động theo mùa vụ.


~ 89 ~

Động học quá trình xử lý nước thải bằng

phương pháp vi sinh.

6. 1. Các quá trình động học cơ sở.

Các hiện tượng, mối liên hệ giữa các phản ứng hóa học, phản ứng sinh hóa;

hoạt tính của vi sinh liên quan đến các quá trình đồng hóa, dị hóa trong mối

tương quan với quá trình sản xuất năng lượng, tổng hợp tế bào được trình bày

trong phần 5 là hiện tượng ở trạng thái cân bằng, không bao hàm yếu tố thời

gian, tức là thời gian để xảy ra các hiện tượng đó là đủ dài để thiết lập được

trạng thái cân bằng.

Trong thực tế yếu tố tốc độ của một quá trình nào đó đôi khi đóng vai trò

―nặng cân‖ hơn hoặc mang tính chất quyết định khi xét về phương diện kỹ

thuật và hiệu quả kinh tế.

Nghiên cứu tốc độ diễn biến một quá trình là tìm các tương quan, các yếu tố

kìm hãm hay thúc đẩy quá trình đó, thông qua đó để đánh giá cơ chế của quá

trình. Tuy nhiên, quan trọng hơn cả là các nghiên cứu động học cho phép thu

thập các số liệu đặc trưng (hằng số tốc độ, hệ số tương quan, thông số ảnh

hưởng) của một quá trình để từ đó thiết kế các sơ đồ công nghệ có thể triển

khai trong thực tiễn sản xuất.

Diễn biến của một quá trình xử lý nước thải rất phức tạp do trong đó xảy ra

đồng thời nhiều quá trình khác nhau: diễn biến của tập đoàn vi sinh vật, diễn

biến của các phản ứng hóa học và sự ràng buộc giữa hai quá trình trên.

Vi sinh vật là dạng cơ thể sống trải qua các giai đoạn: sinh ra, lớn lên và

chết đi. Để sinh sản và phát triển chúng cần có nguồn cơ chất, chất dinh dưỡng

(có sẵn trong nước thải hoặc bổ sung thêm) cùng một loạt các điều kiện khác

từ môi trường. Chủng loại vi sinh vật rất đa dạng, tồn tại và phát triển theo

nhiều phương thức khác nhau, do đó đòi hỏi các điều kiện cũng khác nhau mặc

dù cùng tồn tại trong một hệ.

6. 1. 1. Sự phát triển của vi sinh vật.

6


~ 90 ~

Phương thức sinh trưởng chủ yếu của vi sinh vật là tự nhân đôi tế bào, từ

một tế bào nhân thành hai trong một thời gian nhất định. Thời gian để nhân đôi

tế bào được gọi là thời gian sinh trưởng, có giá trị khác nhau đối với từng

chủng loại, biến động từ 20 phút đến nhiều ngày. Giả sử một loại vi khuẩn có

thời gian sinh trưởng là 30 phút, trong điều kiện không bị hạn chế bởi bất kỳ

yếu tố cần thiết nào sẽ sản sinh ra 16.772.216 tế bào trong thời gian 12 giờ [1].

Trong môi trường nuôi cấy tĩnh, số lượng vi khuẩn sống có thể đếm được

theo thời gian có diễn biến như sau:

- Trong giai đoạn ngắn ban đầu, số lượng vi sinh vật tăng trưởng rất chậm

chạp do chúng cần phải thích nghi với môi trường mới.

- Giai đoạn phát triển ồ ạt tương ứng với thời gian sinh trưởng.

- Giai đoạn phát triển ổn định, số lượng vi sinh sống không thay đổi theo thời

gian do hạn chế về điều kiện dinh dưỡng (đã bị tiêu hao trước đó) và hao hụt

do bị chếr của vi sinh vật có tuổi cao. Tốc độ sinh trưởng và hao hụt ngang

nhau.

- Giai đoạn suy thoái biểu hiện sự sụt giảm số lượng vi sinh sống so với giai

đoạn ổn định. Quá trình suy giảm xảy ra lớn hơn quá trình sinh trưởng. Tốc

độ suy giảm phụ thuộc vào mật độ vi sinh và điều kiện môi trường.

Trong công nghệ xử lý nước thải, mật độ vi sinh hoặc số lượng vi sinh

không được xác định theo phương pháp đếm mà thường được định lượng bằng

phương pháp đo khối lượng, trong đó bao gồm cả khối lượng của vi sinh đã

chết và các tạp chất khác. Quan sát sự phát triển sinh khối theo thời gian cũng

có thể nhận biết bốn giai đoạn tiến triển:

- Giai đoạn thích nghi với môi trường sống, sinh khối tăng chậm nhưng với

chu kỳ ngắn hơn so với phương pháp quan sát số lượng do tăng trưởng cả về

kích thước của từng cá thể lẫn số lượng.

- Giai đoạn phát triển ồ ạt liên quan chặt chẽ điều kiện dư thừa dinh dưỡng của

môi trường, tốc độ tăng trưởng phụ thuộc vào khả năng trao đổi chất của vi

sinh vật.

- Giai đoạn suy giảm thể hiện ở khối lượng vi sinh giảm, chủ yếu là do thiếu

điều kiện dinh dưỡng.

- Giai đoạn phân hủy nội sinh xảy ra khi nguồn dinh dưỡng cạn kiệt, vi sinh

vật khi đó tồn tại trên cơ sở sử dụng chất nguyên sinh của chính chúng mà

không được bù đắp lại. Trong giai đoạn này có thể xảy ra hiện tượng phân


~ 91 ~

hủy vi sinh, chất dinh dưỡng từ các tế bào chết được thải ra môi trường để

nuôi dưỡng vi sinh đang còn sống.

Sự phát triển và phân hủy vi sinh vật theo thời gian có thể mô tả theo một

quy luật động học nào đó [1, 2, 3] nhưng phổ biến hơn cả là sử dụng mô hình

động học Monod. Mô hình động học Monod cũng chính là nền tảng để xây

dựng các mô hình xử lý bùn hoạt tính hiện đại như ASM1, ASM2, ASM2d,

ASM3 của nhóm khoa học quốc tế về mô hình hóa hệ thống xử lý nước thải

bằng phương pháp sinh học [4]. Tuy vậy cũng cần phải nhìn nhận rằng tất cả

các mô hình động học đều có những hạn chế nhất định về tính ổn định và phổ

quát so với các quá trình hóa học hay vật lý bởi sự tương tác đồng thời của

nhiều yếu tố xảy ra trong hệ [4].

Gọi X là nồng độ hay mật độ sinh vật trong một hệ xử lý tĩnh hay động

(liên tục), tốc độ sinh trưởng vi sinh (tế bào) vg được định nghĩa và có dạng:

vg = Xdt

dX. (6-1)

Từ (6-1) cho thấy, tốc độ tăng trưởng mật độ vi sinh tỉ lệ thuận với chính

mật độ hiện có của chúng trong hệ. là hệ số tương quan đặc trưng cho từng

chủng loại vi sinh, loại phát triển nhanh thì giá trị của lớn và ngược lại.

được coi là hằng số phát triển riêng. Đơn vị đo của [vg] = g. l-1

. d-1

, [] = d-1

và

của [X] = g. l-1

(d là đơn vị thời gian đo theo ngày hoặc đo theo giờ (h) hoặc

phút (min)).

Trong một hệ xử lý, nhu cầu về vật chất để vi sinh vật phát triển phù hợp

với biểu thức (6-1) rất ít khi được thỏa mãn. Khi mà một trong những nhu cầu

chính không đáp ứng được thì tốc độ sinh trưởng sẽ giảm. Mức độ suy giảm

được qui về cho sự biến đổi giá trị hằng số phát triển riêng . Theo Monod,

có thể được tính toán theo:

= m. SK

S

S (6-2)

m là hằng số phát triển riêng cực đại, nó chính là giá trị khi mọi điều

kiện về nhu cầu của vi sinh vật được đáp ứng đầy đủ. S là nồng độ của các yếu

tố chính liên quan đến sự phát triển của vi sinh vật, ví dụ BOD, NH3, O2. Ks là

hằng số bán bão hòa, nó chính bằng S mà tại đó = 0,5m. Phương trình (6-2)

được thể hiện trên hình 6. 1.


~ 92 ~

m

Ks S

0,5

Từ hình 6.1 cho thấy khi nồng độ của S thỏa mãn, tốc độ phát triển của vi

sinh vật đạt mức tối đa, giảm khi S giảm.

Hình 6. 1. Tốc độ phát triển của vi sinh vật phụ thuộc vào nồng độ cơ chất.

Tại điểm S = Ks thì = 0,5m, tốc độ phát triển chỉ bằng 50%. Ks thay đổi

đối với từng loại cơ chất S, từng loại vi sinh cũng như các thông số quá trình

như pH, nhiệt độ.

Ví dụ đối với loại vi sinh dị dưỡng xử lý BOD tại 20oC, KBOD = 60

mgBOD/l, tại 15oC có giá trị là 39 mg BOD/l. Đối với loại vi sinh tự dưỡng

Nitrosomonas oxy hóa amoni thì các giá trị tương ứng KN là 0,74 mgN/l và

0,39mgN/l. Oxy hòa tan, DO cũng là yếu tố ảnh hưởng đến tốc độ phát triển

của vi sinh vật. Đối với Nitrosomonas giá trị KDO là 1 mgO2/l, giá trị đó là sự

thừa nhận vi sinh vật trên phát triển ở mức tối đa về phương diện oxy hòa tan

là 2 mg/l. [5].

Kết hợp hai phương trình (6-1), (6-2) ta có:

vg = SK

SX

s

m

.. (6-3)

Phương trình (6-1) thật ra là trường hợp riêng của (6-3) khi nồng độ của

một cơ chất (chất cơ bản xây dựng tế bào) S>>Ks, khi đó m.

Tương quan dạng động học Monod không chỉ áp dụng cho sự hạn chế của

một loại cơ chất mà còn áp dụng cho trường hợp hai hoặc nhiều cơ chất thiếu


~ 93 ~

đồng thời. Ví dụ đối với chủng vi sinh Nitrosomonas, cơ chất hạn chế đồng

thời là DO và amoni, khi đó:

= m.

DONN

N

KDO

DO

KS

S. (6-4)

SN là nồng độ amoni, DO là oxy hòa tan, KN, KDO là hằng số bán bão hòa

của amoni và DO.

6. 1. 2. Quan hệ giữa vi sinh vật và cơ chất trong hệ.

Vi sinh vật phát triển được trên cơ sở tiêu hao một lượng vật chất,

chủng loại vật chất mà nó cần rất đa dạng, tương ứng với các thành phần hóa

học trong tế bào (xem bảng 5-2). Tuy vậy khi nghiên cứu động học người ta

thường chỉ tập trung vào một số lượng giới hạn các đối tượng. Đối tượng hoặc

những đối tượng được quan tâm gọi là cơ chất.

Cơ chất được vi sinh vật sử dụng để tổng hợp tế bào, còn một phần tham

gia phản ứng hóa học (sinh hóa) để tạo ra năng lượng (xem phần 5. 2.2).

Hiển nhiên, số lượng tế bào vi sinh tạo thành tương ứng với sự hao hụt, suy

giảm của cơ chất trong hệ.

Gọi tốc độ suy giảm cơ chất là vsu (tốc độ giảm nồng độ cơ chất trên một

đơn vị thời gian, trong một đơn vị thể tích) ta có:

vg = -Y. vsu (6-5)

Y là hiệu suất sinh khối tạo thành, mang ý nghĩa là khi tiêu hao một lượng

cơ chất sẽ sinh ra được một lượng sinh khối nào đó (g/g). Dấu (-) chỉ hai quá

trình ngược nhau: sinh khối tạo thành và cơ chất suy giảm. Hiệu suất sinh khối

Y phụ thuộc vào chủng loại vi sinh hiện hữu và bản chất của cơ chất (xem 5.

2. 3)

Mục tiêu xử lý nước thải là làm giảm nồng độ chất gây ô nhiễm, tức là giảm

nồng độ cơ chất, vì vậy tốc độ giảm cơ chất là đối tượng quan tâm đầu tiên.

Kết hợp các phương trình (6-3), (6-5) ta được:

vsu = )(

..

SKY

SX

s

m

(6-6)

Từ (6-6) cho thấy tốc độ suy giảm cơ chất tỉ lệ thuận với mật độ vi sinh (X),

với nồng độ cơ chất (S) với hoạt tính (khả năng xử lý) của vi sinh vật m và


~ 94 ~

hiệu suất sinh khối Y. Do liên quan đến hoạt tính của vi sinh vật, hai đại lượng

m và Y được kết hợp với nhau theo định nghĩa:

k = m/Y (6-7)

k được gọi là hệ số tiêu thụ cơ chất riêng của một chủng loại vi sinh nào đó,

tức là khả năng tiêu thụ cơ chất trên một đơn vị sinh khối hình thành [d-1

]. Khi

đó:

vsu = SK

SXk

s

.. (6-8)

6. 1. 3. Quá trình phân hủy nội sinh.

Tập đoàn vi sinh trong hệ xử lý nước thải có tuổi khác nhau, loại tuổi cao sẽ

suy thoái, chết và bị phân hủy. Các phương trình ở phần trên chỉ mô tả quá

trình phát triển mang tính chất tổng số chứ không phải là số liệu thực có thể

―cân đong‖ được vì chưa chú ý tới hiệu ứng giảm đi của chúng. Sự suy giảm

(tự nhiên) do các quá trình sinh hóa (không phải do vận hành chủ động như

thải bớt ra khỏi hệ thống) được gọi là quá trình phân hủy nội sinh. Tốc độ phân

hủy nội sinh vp được mô tả:

vp = -kp.X (6-9)

X là nồng độ vi sinh, kp là hằng số phân hủy nội sinh [d-1

].

Tốc độ tăng trưởng sinh khối thực vg’ chính là lượng tổng sinh ra trừ đi

lượng sinh khối bị phân hủy nội sinh.

vg’ = vg + vp = SK

SX

s

m

..- kp.X (6-10)

hay

vg’ = - Y.vsu - kp.X (6-11)

Hằng số phát triển riêng thực, ’ có dạng:

’ = m. SK

S

s - kp (6-12)

Hiệu suất sinh khối thực Y’ được tính:


~ 95 ~

Y’ = su

g

v

v ,

(6-13)

Về nguyên tắc có thể tích phân phương trình (6-8), (6-11) để tìm mối tương

quan giữa diễn biến nồng độ cơ chất trong hệ theo thời gian phụ thuộc vào các

thông số động học (k, Ks, kp) [6]. Ví dụ từ phương trình (6-8) ta có:

vsu = SK

SXk

dt

dS

S

.. (6-14)

Tích phân (6-14) với điều kiện ban đầu t=0, S=So và với giả thiết mật độ vi

sinh trong suốt thời gian phản ứng không đổi (X=hằng số) ta có:

Ks ln(So/S) + So - S = k.X.t (6-15)

Do Ks<<So trong phần lớn các trường hợp nên có thể bỏ qua số hạng đầu

của phương trình (6-15), khi đó:

S = So - k.X.t (6-16)

Lời giải (6-16) là dạng của một phản ứng động học bậc không

với đặc trưng là tốc độ phản ứng không phụ thuộc vào nồng độ của cơ chất.

Mức độ giảm nồng độ cơ chất (So-S) tỉ lệ thuận với thời gian. Tính chặt chẽ

của các phương trình động học và lời giải của các hệ xử lý vi sinh không cao

vì trong hệ xảy ra đồng thời nhiều quá trình chuyển hóa được thực hiện bởi

nhiều chủng loại vi sinh với tốc độ rất khác nhau, vì vậy các thông số động

học thu được cũng mang tính chất ―đặc trưng‖ thấp.

Ngoài các phương trình động học đã nêu, rất nhiều dạng phương trình kinh

nghiệm được đề xuất để mô tả mối tương quan giữa mức độ suy giảm cơ chất

với mức độ tăng trưởng của vi sinh vật. Mỗi phương trình chỉ có giá trị nhất

định nào đó trong từng trường hợp cụ thể. Một số phương trình động học

(dạng vi phân) được đề xuất có dạng [1]:

vsu = - k (6-17)

vsu = - k.S (6-18)

vsu = - k.X.S (6-19)

vsu = - k.X.S/So (6-20)


~ 96 ~

Mặc dù thiếu tính chặt chẽ về mặt tương quan toán học nhưng các phương

trình kinh nghiệm cũng giúp ích ít nhất cho việc theo dõi định lượng một quá

trình xử lý.

6. 1. 4. Ảnh hưởng của nhiệt độ.

Để xác định được ảnh hưởng của nhiệt độ lên tốc độ một phản ứng cần phải

đánh giá ảnh hưởng của nó lên các hằng số tốc độ phản ứng, từ đó tính ra được

năng lượng hoạt hóa theo phương trình Arhenius:

k = ko. e-E/RT

(6-21)

k là hằng số tốc độ, E là năng lượng hoạt hóa, R là hằng số khí. Năng lượng

hoạt hóa E (E > 0) càng có giá trị cao thì ảnh hưởng của nhiệt độ lên tốc độ

phản ứng càng lớn.

Trong một hệ xử lý vi sinh, sự thay đổi nhiệt độ tác động đồng thời lên rất

nhiều quá trình: trao đổi chất của cơ thể vi sinh vật, phản ứng sinh hóa, quá

trình vật lý (ví dụ chuyển khối do khuyếch tán). Vì lý do đó không thể đánh

giá tác động của nhiệt độ thông qua hằng số tốc độ phản ứng.

Bài toán trên được giải theo đường vòng: đánh giá tốc độ của một quá trình

cụ thể tại các nhiệt độ khác nhau và xử lý các số liệu theo một mối tương quan

nào đó, thường là lấy một điểm gốc (giá trị tốc độ tại một nhiệt độ nào đó) và

tính tốc độ tại các nhiệt độ khác theo nó.

Ví dụ:

vT = v20. A(T-20)

(6-22)

vT: tốc độ tại nhiệt độ T (oC)

v20: tốc độ tại 20oC

A: hệ số nhiệt độ (ví dụ cho quá trình bùn hoạt tính A = 1,04; ao sục khí A

= 1,08; lọc nhỏ giọt A = 1,035).

Ảnh hưởng của nhiệt độ có thể đánh giá thông qua mối quan hệ (6-22),

trong một số trường hợp cũng có thể đánh giá thông qua từng hằng số tốc độ

của phản ứng, ví dụ sự phụ thuộc của hằng số phát triển riêng cực đại của

chủng vi sinh tự dưỡng Nitrosomonas vào nhiệt độ:

m, N = 0,47. e0,098(T-15)


~ 97 ~

Đối với loại vi sinh dị dưỡng (oxy hóa BOD) các hằng số tốc độ Ks, k, kp,

sự phụ thuộc vào nhiệt độ theo mối quan hệ [5]:

kp,T = kp,20. (1,04)(T-20)

(6-23)

kT = k20. (1,09)(T-20)

(6-24)

Ks,T = Ks,20. (1,09)(T-20)

Các giá trị hằng số tại nhiệt độ T(oC) được tính theo giá trị của nó tại 20

oC.

6. 2. Xác định thông số động học từ thực nghiệm.

Khi tính toán thiết kế một hệ xử lý nước thải theo mô hình động học thì cần

phải biết các giá trị của các hằng số động học. Các giá trị đặc trưng cho quá

trình động học gồm k (m/Y), Ks, kp chỉ có thể xác định từ thực nghiệm đối với

một hệ cụ thể.

Thiết bị thí nghiệm để xác định các hằng số động học là một bình phản ứng

chứa nồng độ vi sinh X, được khuấy trộn đểu hoạt động liên tục (tốc độ dòng

vào bằng dòng ra), sinh khối được hồi lưu trở lại bình phản ứng. Nồng độ cơ

chất ở dòng vào là So, tại đầu ra là S. Nồng độ vi sinh tại đầu vào là Xo, tại đầu

ra là Xe.

Thời gian lưu thủy lực của hệ thí nghiệm là và được định nghĩa:

= Q

V (6-25)

Thời gian lưu bùn (tuổi bùn, thời gian lưu tế bào) được định nghĩa như tên

gọi của nó, chính là thời gian tồn tại của vi sinh vật trong hệ xử lý (chỉ ở giai

đoạn phản ứng, không bao gồm các giai đoạn khác như ở bể lắng thứ cấp). Để

duy trì một mật độ sinh khối ổn định trong hệ xử lý (ví dụ 3 g/l) trong quá

trình xử lý, lượng vi sinh sẽ tăng theo thời gian, mức độ tăng càng lớn khi hoạt

tính của vi sinh càng cao (m,Y lớn) nên cần phải thải bớt, tách ra khỏi hệ

thống lượng dư thừa (về bể ủ bùn chẳng hạn). Số lượng bùn thải tính theo

ngày, ví dụ 30 kg bùn/ngày. Thời gian tính theo ngày để thải khối lượng bùn

đúng bằng khối lượng có trong khối phản ứng gọi là thời gian lưu tế bào hay

tuổi bùn.


~ 98 ~

Ví dụ trong một bể xử lý có 100 kg bùn (sinh khối), để duy trì mật độ vi sinh

ổn định là 3 g/l trong hệ xử lý, mỗi ngày phải thải 20 kg ra khỏi hệ thống.Giả

sử nước sau khi xử lý thoát ra từ bể lắng không chứa sinh khối thì thời gian

lưu tế bào là 5 ngày. Đó là định nghĩa thời gian lưu tế bào về phương diện cơ

học hay theo phương thức vận hành, thực chất là thể hiện hoạt tính của vi sinh

vật, hoạt tính của vi sinh vật càng lớn thì tuổi bùn càng nhỏ.

Với một hệ hoạt động liên tục, có hồi lưu bùn, tuổi bùn c được định nghĩa:

c = eerw XQXQ

XV

..

.

(6-26)

Qw là lưu lượng dòng thải hỗn hợp nước-bùn về bể ủ bùn (thường cùng

đường với dòng hồi lưu bùn).

Qe là lưu lượng thoát ra khỏi hệ phản ứng.

V: thể tích của khối phản ứng.

X, Xe, Xr là nồng độ vi sinh trong khối phản ứng, trong dòng thải và dòng

hồi lưu (xem hình 7. 2).

Sử dụng một hệ thí nghiệm liên tục, khuấy trộn lý tưởng và có hồi lưu sinh

khối, phương trình thăng bằng chất mô tả biến động của mật độ sinh khối và

của nồng độ cơ chất được thiết lập trên cơ sở:

Biến động lượng sinh khối trong thiết bị phản ứng = lượng đầu vào - lượng

đầu ra + lượng thực do sinh trưởng.

Mô tả toán học quan hệ trên có dạng:

V ,.]..[. geerwo vVXQXQXQdt

dX (6-27)

Q: Lưu lượng đầu vào (bằng Qe).

Xo: Nồng độ vi sinh ở dòng vào.

vg’: Xem biểu thức (6-10), (6-11).

V: thể tích khối phản ứng.

Trong trạng thái vận hành ổn định với mật độ vi sinh X, mật độ X không

thay đổi theo thời gian thì dX/dt = 0. Nồng độ Xo tại dòng vào thường rất nhỏ

nên Xo = 0.

Sử dụng các điều kiện nêu trên, tính vg’ từ phương trình (6-11) ta có:


~ 99 ~

psueerw kX

vY

XV

XQXQ

.

.

.. (6-28)

Về trái của phương trình (6-28) chính là đại lượng nghịch đảo của tuổi bùn

c.

psu

c

kX

vY .

1

(6-29)

Tốc độ suy giảm cơ chất S được tính như sau:

SSSS

V

Qv o

osu

)( (6-30)

S, So: nồng độ cơ chất ban đầu và tại thời điểm t.

Kết hợp phương trình (6-8) và (6-30):

SS

SK

SXkv o

s

su

.. (6-31)

Chia cả hai vế cho X ta có:

X

SS

SK

Sk o

s .

.

(6-32)

Tuyến tính hóa (6-32) bằng cách nghịch đảo:

kSk

K

SS

X s

o

1

.

.

(6-33)

Nếu coi vế trái của (6-33) là hàm số và 1/S là biến số thì thu được một

phương trình đường thẳng có độ dốc (là Ks/k và đoạn cắt trục tung là 1/k, từ đó

tính ra k, Ks. Giá trị của kp và Y được xác định như sau:

Sử dụng mối quan hệ từ biểu thức (6-29) và đặt 1/c là hàm số, vsu/X là biến

số, từ đó xác định được Y và kp. Sử dụng giá trị vsu từ phương trình (6-31) ta

có:

po

c

kX

SSY

..

1 (6-34)

Để thu nhận được thông số động học tin cậy, thí nghiệm cần được tiến hành

với S biến động trong khoảng rộng, tức là với giá trị c rất khác nhau (không ít


~ 100 ~

hơn 5 giá trị) với trị số từ 1 - 10 ngày). Các số liệu Q, So, S, X, vsu cần có tính

đại diện cao (số liệu trung bình của nhiều lần thí nghiệm).

Phương pháp xác định các hằng số tốc độ theo phương pháp tuyến tính hóa

đơn giản dễ thực hiện nhưng cho độ chính xác về mặt tính toán không cao.

Cũng từ các số liệu trên có thể tính các thông số động học thông qua phương

pháp tối ưu dựa trên cơ sở nguyên tắc bình phương cực tiểu sai số của số liệu

thực nghiệm và số liệu tính toán. [5].

6. 3. Một vài so sánh về tốc độ xử lý vi sinh.

Trong phần 5 đã trình bày về hoạt động của vi sinh vật về phương diện sinh

hóa, trao đổi chất liên quan đến quá trình tổng hợp tế bào, sản xuất năng

lượng. Chủng loại vi sinh có ưu thế phát triển (tăng trưởng) liên quan trực tiếp

tới hiệu quả sản xuất năng lượng của chúng thông qua các phản ứng hóa học

(dị hóa) như oxy hóa khử, phản ứng lên men. Mức độ sản xuất năng lượng lớn

đồng nghĩa với hiệu suất sinh trưởng cao. Tốc độ sinh trưởng của vi sinh vật,

kéo theo tốc độ xử lý cơ chất cũng liên quan khá chặt chẽ với các quá trình sản

xuất năng lượng. Tuy vậy trong thực tế, mối quan hệ giữa mức độ sản xuất

năng lượng hay tăng trưởng sinh khối với hiệu quả xử lý chất ô nhiễm không

phải khi nào cũng tỷ lệ thuận với nhau vì quá trình xử lý bị chi phối rất mạnh

bởi các đặc trưng động học của quá trình. Mối quan hệ tỉ lượng của một quá

trình không phải bất kỳ khi nào cũng thể hiện trong thực tế, tức là chúng

không đạt tới được trạng thái cân bằng do bị khống chế bởi các yếu tố kỹ thuật

và kinh tế trong hoạt động thực tiễn, nhất là với hệ thống xử lý nước thải là

một hệ bao gồm nhiều quá trình xảy ra đồng thời.

Với cùng một chủng loại vi sinh vật, ví dụ loại dị dưỡng hiếu khí có chức

năng xử lý chất hữu cơ carbon (BOD), tốc độ xử lý các chất hữu cơ khác nhau

sẽ rất khác nhau do đặc trưng dễ hoặc khó sinh hủy của cơ chất. Nhìn chung

các phân tử cơ chất hữu cơ mạch thẳng có tốc độ chuyển hóa cao hơn loại

mạch nhánh và mạch vòng. Cơ chất có cùng cấu trúc hóa học thì loại có phân

tử lượng thấp có tốc độ chuyển hóa nhanh hơn loại có phân tử lượng cao.

Trong hệ xử lý nước thải đồng thời xảy ra nhiều quá trình: sinh hóa, hóa học

thuần túy (thủy phân) và vật lý (chuyển khối). Nếu chúng xảy ra độc lập thì

tốc độ quá trình xử lý cơ chất do vi sinh vật chỉ bị ảnh hưởng bởi các yếu tố

thiếu (kìm hãm) quá trình, ví dụ do thiếu oxy tan. Nếu trong hệ xảy ra các quá

trình kế tiếp nhau thì tốc độ xử lý cơ chất được quyết định bởi chính giai đoạn


~ 101 ~

chậm nhất. Ví dụ trong hệ xử lý nước thải, vi sinh vật chỉ có thể chuyển hóa cơ

chất có phân tử lượng thấp, cơ chất có khả năng sinh hủy lại được chuyển hóa

từ tạp chất có phân tử lượng lớn hơn hoặc từ một dạng chất rắn nào đó do quá

trình thủy phân hóa học. Khi đó giai đoạn chậm nhất (ví dụ quá trình thủy

phân hóa học) đóng vai trò khống chế tốc độ toàn bộ quá trình. Quá trình xử lý

yếm khí (bể phốt) của vi sinh dị dưỡng yếm khí bao gồm ba giai đoạn chủ yếu:

thủy phân (bẻ gẫy) các phân tử lớn (rắn) thành các phân tử nhỏ, tạo thành các

axit béo dễ bay hơi (volatile fatty acids VFA) và cuối cùng là giai đoạn tạo

metan. Giai đoạn tạo metan thường là chậm nhất, tuy vậy khi đánh giá về tốc

độ xử lý yếm khí thông qua các thông số động học thì thường chỉ nói về tốc độ

xử lý yếm khí chung mà thôi. Trong thực tế rất có thể giai đoạn thủy phân lại

là bước chậm nhất [7, 8].

Trong một hệ thống xử lý nước thải, tạp chất (cơ chất) cần xử lý là một hỗn

hợp nhiều thành phần với khả năng sinh hủy rất khác nhau do bản chất của

nước thải hay do diễn biến của nó trước khi tới hệ thống xử lý. Do vậy hằng số

tốc độ cũng chỉ có tính đại diện thấp khi so sánh tốc độ xử lý của các loại nước

thải có bản chất khác nhau (bảng 6.1).

Hoạt tính của vi sinh vật cùng chủng loại trong cùng một hệ thống xử lý

cũng có thể thay đổi do các yếu tố ngoại cảnh như thăng giáng nhiệt độ giữa

ngày và đêm, vận hành bị ngắt quãng hay do xuất hiện các yếu tố gây độc đối

với chúng. Tải lượng ô nhiễm thay đổi cũng ảnh hưởng đến các hằng số tốc độ

phản ứng.

Đó là những đặc điểm cần chú ý khi so sánh giữa các thông số động học

của các hệ khác nhau khi sử dụng các thông số động học để thiết kế hệ thống

xử lý.

Bảng 6. 1. Bản chất cơ chất ảnh hưởng tới các thông số động học (hiệu suất

sinh khối Y, hằng số phân hủy nội sinh kp) trong xử lý yếm khí [1].

Cơ chất Thông số

động học

Đơn vị Khoảng giá

trị

Giá trị

đặc trưng

Nước thải

sinh hoạt

Y *gSK/gBOD 0,040-0,100 0,060

kp d-1

0,020-0,040 0,030

Axit béo Y *gSK/gBOD 0,040-0,070 0,050

kp d-1

0,030-0,050 0,040

Hydrat Y *gSK/gBOD 0,020-0,040 0,024


~ 102 ~

carbon kp d-1

0,025-0,035 0,030

Protein Y *gSK/gBOD 0,050-0,090 0,075

kp d-1

0,010-0,020 0,014

*gSK/gBOD: Khối lượng sinh khối hữu hiệu (thành phần chất hữu cơ trong

sinh khối) hình thành trên khối lượng BOD tiêu thụ.

Bảng 6. 2, 6. 3, 6. 4 ghi một số các thông số động học cho các quá trình xử

lý chất hữu cơ hiếu khí (vi sinh dị dưỡng), quá trình nitrit và nitrat hóa (vi sinh

tự dưỡng hiếu khí) và quá trình khử nitrat (vi sinh dị dưỡng tùy nghi). Các

hằng số bán bão hòa [xem biểu thức (6-2)] áp dụng cho nhiều loại cơ chất như

N, P, O, COD tương ứng với từng quá trình xử lý và cùng có ý nghĩa thể hiện

trong phương trình Monod.

Có thể nhận biết (định tính) một số đặc trưng động học của các quá trình xử

lý vi sinh hiếu khí, thiếu khí, yếm khí và xử lý photpho thông qua các giá trị

hằng số động học trong các bảng 6-1 đến 6-5.

Ví dụ các quá trình xảy ra với tốc độ lớn thì các thông số m, Y, k có giá trị

cao. Hằng số bán bão hòa cho biết mức độ cần thiết để vi sinh vật phát triển

đạt mức bằng một nửa của mức cực đại, trừ trường hợp xử lý nitrat (thiếu khí)

trong bảng 6. 4 thì Ks,O là giá trị kìm hãm (ít hơn thì thuận lợi). Giá trị Y cao

sẽ đồng nghĩa với thời gian khởi động hệ thống ngắn và lượng bùn dư cần thải

cao, lượng oxy sử dụng lớn. Giá trị kp thấp thể hiện khả năng duy trì hoạt tính

cao của vi sinh vật.

Bảng 6. 2. Hằng số tốc độ của quá trình xử lý hiếu khí nước thải sinh hoạt

(20oC) [1, 9].

Hằng số Ký

hiệu

Đơn vị Khoảng

giá trị

Giá trị

đặc trưng

Hằng số phát triển cực đại =m d-1

0,8-8 4,8

Hằng số phân hủy nội sinh kp d-1

0,03-0,07 0,06

Hiệu suất sinh khối Y gSK/gBOD 0,4-0,8 0,6

Hằng số bán bão hòa COD KS,COD gCOD/m3 5-30 -

Hằng số bán bão hòa oxy KS,O gO2/m3 0,5-1,0 -

Hằng số bán bão hòa NH4+

KS,N gN/m3 0,1-0,5 -

Hằng số bán bão hòa photpho KS,P gP/m3 0,1-0,2 -


~ 103 ~

Hệ số tiêu thụ cơ chất riêng k d-1

2-10 -

* d-1

= [ngày]-1

Bảng 6. 3. Hằng số tốc độ đặc trưng quá trình nitrit hóa A (do Nitrosomonas),

nitrat hóa B(do Nitrobacter) và tổ hợp hai giai đoạn C. Nhiệt độ 20oC [9].

Thông số Ký

hiệu

đơn vị Giá trị của quá trình

A B C

Hằng số phát triển cực đại m d-1 0,6-0,8 0,6-1,0 0,6-0,8

Hằng số phân hủy nội sinh kp d-1 0,03-0,06 0,03-0,06 0,03-0,06

Hằng số bán bão hòa NH4+

4,NHSK

gN/m3 0,3-0,7 0,8-1,2 0,3-0,7

Hằng số bán bão hòa oxy KS,O gO2/m3 0,5-1,0 0,5-1,5 0,5-1,0

Hiệu suất sinh khối Y gSK/gN* 0,10-0,12 0,05-0,07 0,15-0,20

Hệ số tiêu thụ cơ chất riêng k d-1 6-6,6 12-14,5 4,0

* Lượng sinh khối hữu hiệu tính theo lượng nitrat hình thành (NO3--N)

Bảng 6. 4. Hằng số tốc độ đặc trưng quá trình khử nitrat (metanol là chất cho

điện tử), nhiệt độ 20oC [9].

Thông số Ký hiệu Đơn vị Giá trị

Hằng số phát triển cực đại m d-1

3-6

Hằng số phát triển cực đại, metanol m,M d-1

5-10

Hằng số bán bão hòa, nitrat 3,NOSK g N/m

3 0,2-0,5

Hằng số bán bão hòa, oxy KS,O gO2/m3

0,2-0,5

Hằng số bán bão hòa, metanol KS,M gCOD/m3 5-10

Hằng số bán bão hòa KS,COD gCOD/m3

10-20

Hiệu suất sinh khối, metanol YM gCOD/gCOD 0,5-0,65

Hiệu suất sinh khối, COD YCOD gCOD/gCOD 0,4-0,6

Hiệu suất sinh khối, NO3-N 3NOY gCOD/gNO3-N 1,6-1,8

Hằng số phân hủy nội sinh kp d-1

0,05-0,10


~ 104 ~

Bảng 6. 5. Hằng số động học quá trình tích lũy photpho của vi sinh vật, chất

hữu cơ: axit axetic (AA), T = 20oC.


Hằng số phát triển cực đại m d-1

2-4

Hiệu suất sinh khối, axit axetic YAA gCOD/gCOD*(AA)

0,5-0,6

Hiệu suất sinh khối axit axetic Y gSK/gCOD(AA) 0,6-0,8

Hiệu suất sinh khối, photpho YP gP/gCOD(AA)

0,07-0,10

Hằng số bán bão hòa, AA KS,AA gAA/m3

2-6

Hằng số bán bão hòa, photpho KS,P gP/m3

0,1-0,5

Tuy nhiên các giá trị đã nêu trong bảng có khoảng biến động khá lớn ngay

kể cả với một loại nước thải, vì thế khi sử dụng chúng để thiết kế hệ thống xử

lý thì chỉ nên coi là định hướng.


~ 105 ~

Kỹ thuật phản ứng

7. 1. Một số kỹ thuật phản ứng cơ bản.

Từ các kết quả nghiên cứu về bản chất và tốc độ các quá trình xử lý nước

thải bằng phương pháp vi sinh có thể thiết lập (tính toán, thiết kế, xây dựng)

một hệ thống xử lý nhằm đáp ứng một mục tiêu cụ thể nào đó: ví dụ xử lý cấp

1, cấp 2, cấp 3 hoặc với những đặc thù nào đó như loại bỏ các chất hữu cơ

dạng vết có độc tính cao: loại chất trơ, hoocmon, kháng sinh, chất có tiềm

năng gây ung thư, đột biến gien.

Một quá trình xử lý nước thải bao gồm rất nhiều quá trình xảy ra trong

cùng một giới hạn không gian (trong một bể) và trong nhiều các giới hạn

không gian khác nhau được nối kết với nhau. Mỗi giới hạn không gian trong

xử lý nước thải được gọi là một đơn vị công nghệ tương ứng với chức năng

của nó: lắng sơ cấp, lắng thứ cấp, xử lý hiếu khí, thiếu khí, yếm khí. Trong

một đơn vị công nghệ cũng bao gồm nhiều quá trình khác nhau: hóa học, sinh

học, vật lý, cơ học. Tốc độ các quá trình trong đó bị ảnh hưởng bởi các yếu tố

có tính chất thuộc bản chất tự nhiên (tốc độ sinh trưởng của vi sinh, tốc độ

khuyếch tán của cơ chất qua màng tế bào...) và các yếu tố có tính chất cưỡng

bức do nhu cầu của kỹ thuật (khuấy trộn, chuyển khối cưỡng bức).

Để thực hiện một quá trình xử lý nước thải người ta có thể thực hiện theo

hai kỹ thuật: phương pháp tĩnh và động. Phương pháp tĩnh là phương pháp

được thực hiện trong một khối thể tích hữu hạn nào đó, có thời điểm khởi đầu

và kết thúc sau một khoảng thời gian. Mỗi lần kết thúc sẽ thu được một sản

phẩm cuối cùng được gọi là kết thúc một mẻ (batch) và mẻ mới được lặp lại

theo đúng trình tự của mẻ trước. Kỹ thuật phản ứng trên còn được gọi là kỹ

thuật phản ứng gián đoạn.

Đặc trưng quan trọng của kỹ thuật phản ứng gián đoạn là nồng độ của bất

kỳ một đối tượng quan sát sẽ có giá trị như nhau tại mọi vị trí không gian của

khối phản ứng (x) tại một thời điểm t; nồng độ của nguyên liệu giảm và của

sản phẩm tăng theo thời gian. Đối với các hệ cần tăng cường quá trình chuyển

khối, người ta có thể áp dụng các giải pháp cưỡng bức thêm, ví dụ khuấy trộn

để đảm bảo cho tính đồng đều của các yếu tố theo vị trí không gian.

7


~ 106 ~

Kỹ thuật phản ứng liên tục hay dòng liên tục là một quá trình bắt đầu xảy ra

ở đầu vào và kết thúc khi ra khỏi hệ thống. Từ đặc trưng của dòng chảy trong

hệ phản ứng có thể chia ra làm hai loại: dòng lý tưởng và dòng xoáy (dòng

rối). Dòng lý tưởng (plug flow) có đặc trưng là nồng độ của một chất nào đó

luôn ổn định ở một vị trí không gian (điểm x) tại mọi thời điểm t, gọi là tính ổn

định (steady state), nồng độ của cấu tử nguyên liệu giảm, nồng độ của sản

phẩm tăng khi càng cách xa điểm vào (khi không xảy ra quá trình chuyển pha).

Đặc trưng của dòng đẩy lý tưởng là tốc độ chảy chậm, chuẩn số Reynold

thấp, dòng không bị xáo trộn, thời gian lưu thủy lực của mọi thành phần là như

nhau.

Cũng với kỹ thuật dòng liên tục nhưng khi tốc độ dòng lớn tính chất chảy

của dòng trở nên rối, dòng xoáy (eddy, turbulent flow), sự phân bố nồng độ

khi đó trở nên đều ở mọi vị trí của khối phản ứng. Dòng xoáy có thể tạo ra

bằng cách khuấy trộn với cường độ mạnh. Kỹ thuật phản ứng trên gọi là liên

tục khuấy trộn đều.

Khi ghép nối tiếp nhiều bình (bể) phản ứng liên tụ khuấy trộn đều với nhau

thì tổ hợp của chúng tiệm cận tính năng của dòng đẩy lý tưởng.

Sự biến thiên nồng độ của một đối tượng nào đó theo thời gian vì vậy phụ

thuộc vào dạng kỹ thuật thực hiện phản ứng, nói cách khác là diễn biến của

một quá trình động học bị chi phối bởi kỹ thuật phản ứng.

7. 1. 1. Kỹ thuật phản ứng gián đoạn.

Trong một bình phản ứng có dung tích là V, nồng độ ban đầu của một cấu

tử nguyên liệu là C, của sản phẩm là a. Tốc độ của phản ứng chuyển hóa từ

nguyên liệu thành sản phẩm vi được viết:

vi = )(. Cfkdt

da

dt

dC (7-1)

k: hằng số tốc độ phản ứng.

f(C) là hàm số nồng độ: f(C) = 1 là phản ứng bậc không, f(C) = C là phản

ứng bậc 1, f(C) = Cn là phản ứng bậc n.

Tích phân phương trình (7-1) với điều kiện t = 0 thì C = Co hoặc t = 0 thì a

= 0 ta được:

- f(C) = 1: C = Co - kt (7-2)


~ 107 ~

- f(C) = C: C = Co.e-kt

(7-3)

- f(C) = C2: kt

CC o

11

(7-4)

- f(C) = Cn:

11

11

n

o

n CC+ (n-1) kt (7-5)

Hiệu suất thực hiện phản ứng E có thể biểu diễn theo mức suy giảm nồng

độ tại thời điểm t so với nồng độ Co ban đầu:

E = o

o

C

CC =1- C/Co (7-6)

Nếu bậc phản ứng là 1 thì hiệu suất phản ứng

E = 1- e-kt

(7-7)

Sự biến thiên nồng độ của cấu tử nguyên liệu theo thời gian phụ thuộc vào

bậc của phản ứng theo các quan hệ toán học trên. Các phương trình (7-1) - (7-

4) chỉ mô tả về mặt hình thức quá trình giảm (C) hoặc tăng (a) nồng độ khi

quy cho nó một bậc phản ứng nào đó mà không chú ý tới cơ chế của một phản

ứng. Khi thành lập các phương trình động học dựa trên cơ chế phản ứng (phản

ứng nối tiếp, song song, dây chuyền, chuyển khối tự nhiên, cưỡng bức) thì mối

tương quan sẽ trở nên phức tạp hơn rất nhiều và lời giải của phương trình nhận

được rất ít khi có dạng tường minh [1, 2].

7. 1. 2. Kỹ thuật phản ứng liên tục khuấy trộn đều.

Khi thực hiện một phản ứng trong một thể tích V với dòng liên tục Q (m3.

h-1

), tốc độ dòng vào bằng tốc độ dòng ra. Nồng độ của cấu tử nguyên liệu nào

đó là Co ở đầu vào và tại đầu ra là C (Co>C). Phương trình thăng bằng chất

trong bình phản ứng được thiết lập trên cơ sở:

Biến động lượng chất trong bình = Tăng lượng chất do đầu vào - giảm

lượng chất do đầu ra - giảm do phản ứng tiêu thụ.

VvCQCQVdt

dCio .... (7-8)

Giả thiết phản ứng xảy ra theo bậc 1, vi = -k.C, (7-8) trở thành:


~ 108 ~

oCV

QC

dt

dC.. (7-9)

Với k + Q/V

Phương trình vi phân bậc 1 (7-9) có thể giải theo phương pháp tổng quát và

lời giải có dạng [3]:

t

o

to eCeV

QCC .. .)1(

.

.

(7-10)

So với phương trình (7-3) với cùng đặc trưng về mặt động học, mối quan hệ

giữa C = f(t) phức tạp hơn nhiều, gây ra bởi tính liên tục của quá trình phản

ứng.

Giá trị Q/V chính là nghịch đảo của thời gian lưu thủy lực (xem biểu thức

(6-25)) -1

. có thể coi là hằng số tốc độ của quá trình phản ứng liên tục, là

tổng của hằng số tốc độ phản ứng k và nghịch đảo thời gian lưu thủy lực. Biểu

thức (7-10) trở thành:

tk

o

tko eCek

CC ).().(

1

111

.1.

(7-11)

Hiệu suất của phản ứng trong dòng liên tục khuấy trộn đều E có dạng:

E = 1 -

tktk

o

eekC

C ).().(

1

111

11

(7-12)

Tốc độ dòng càng lớn thì càng nhỏ (V = const), -1

càng cao hiệu suất

phản ứng giảm.

Với thời gian phản ứng dài, thời gian lưu thủy lực lớn, khi t thì phương

trình (7-10) trở thành:

C = 1.1)/(1.

.

k

C

QVk

C

V

CQ ooo (7-13)

Trong thực tiễn xử lý nước thải, nồng độ C tại đầu ra khỏi hệ thông thường

là tiêu chuẩn thải và có một giá trị không đổi. Để đạt được giá trị đó, các thông

số thiết kế hệ thống cần phải được tính toán cho phù hợp.

Khi C không đổi thì dC/dt trong phương trình (7-9) sẽ bằng 0, tương ứng

với trạng thái ổn định. Giải (7-9) với dC/dt = 0 sẽ nhận được (7-13).

Hiệu suất phản ứng E trong trường hợp trạng thái ổn định có dạng:


~ 109 ~

E = 1 - 1/k.-1

(7-14)

k lớn, -1

lớn (Q nhỏ hoặc V lớn) sẽ tăng cường hiệu suất của phản ứng.

7. 1. 3. Kỹ thuật phản ứng trong dòng lý tưởng.

Trong một bình phản ứng dòng lý tưởng (hình trụ có chiều dài lớn), chất

tham gia phản ứng được đưa vào một đầu và sản phẩm được lấy ra ở đầu kia.

Thiết bị phản ứng kiểu này thường hoạt động trong trạng thái ổn định (trừ giai

đoạn khởi động và kết thúc). Do độ dài của bình lớn và không được khuấy trộn

nên nồng độ của một cấu tử nào đó trong dòng chảy biến động theo vị trí

không gian dọc theo dòng chảy. Biến động nồng độ theo chiều dọc bị gây ra

bởi quá trình khuyếch tán dọc và phản ứng hóa học. Quan sát một cấu tử

nguyên liệu A nào đó khi nó bắt đầu thâm nhập vào hệ phản ứng, nồng độ của

nó cao ở đầu vào và thấp nhất ở đầu ra, tức là giảm liên tục dọc theo chiều dài

của bình phản ứng.

Trong môi trường (pha) đồng nhất mà tồn tại sự chênh lệch nồng độ sẽ xảy

ra quá trình khuyếch tán phân tử từ vị trí có nồng độ cao xuống vùng có nồng

độ thấp (định luật khuyếch tán Fick). Sự biến động nồng độ do khuyếch tán

phân tử theo thời gian và không gian (một chiều) được mô tả qua định luật

Fick thứ 2 [4, 5]:

2

2

.x

CD

t

C

(7-15)

Trong đó D là hệ số khuyếch tán của cấu tử A.

Lượng chất được vận chuyển trong trường hợp trên là do hai yếu tố: do

dòng chảy với tốc độ thẳng tuyến tính v (tỉ số giữa lưu lượng và tiết diện chảy)

v. xC / và do khuyếch tán phân tử D. 22 / xC . Nếu trong cột không xảy ra

quá trình phản ứng mà sự thay đổi nồng độ chỉ do hai quá trình chuyển khối

trên thì phương trình vi phân mô tả sẽ là:

2

2

..x

CD

x

Cv

t

C

(7-16)

Nếu sự thay đổi nồng độ bị gây ra bởi do cả phản ứng hóa học:

2

2

..x

CD

x

Cv

t

C

+ k.f(C) (7-17)


~ 110 ~

Thông thường hệ số khuyếch tán của các phân tử trong môi trường nước rất

nhỏ (D = 10-6

- 10-5

cm2/s) nên sự đóng góp của quá trình khuyếch tán không

lớn, có thể bỏ qua, tức là ấn định cho quá trình đó bằng không, khi đó (7-17)

được đơn giản hóa thành:

x

Cv

t

C. k.f(C) (7-18)

Trong điều kiện trạng thái ổn định, 0/ tC và giả định phản ứng hóa học

là bậc 1, f(C) = C ta có:

dx

dCv. k.C = 0 (7-19)

Do nồng độ ở trạng thái ổn định không phụ thuộc vào t nên tC / trở thành

dC/dt, tức là từ phương trình vi phân riêng trở thành phương trình vi phân

thường.

dxv

k

C

dC (7-20)

Lấy tích phân (7-20) với giới hạn từ C đến Co và x từ 0 đến L (L là độ dài

của bình phản ứng):

C = Co. e-k.L/v

= Co. e-k.

(7-21)

(v=Q/A, L.A = V, =V/Q)

So sánh với lời giải trong trường hợp tĩnh cho thấy sự phân bố nồng độ từ

đầu đến cuối bình phản ứng tương tự như mối quan hệ của nó theo thời gian,

tuy nhiên thời gian trong trường hợp này là một giá trị xác định, t = , bằng

thời gian lưu thủy lực.

Bài toán trở nên phức tạp hơn nhiều khi 0/ tC , tức là lệch ra khỏi

trạng thái lý tưởng. Trong thực tế điều kiện lý tưởng được xem là có thể chấp

nhận nếu tốc độ dòng chảy không lớn và chiều dài L của bình phản ứng đủ

lớn. [1, 2].

7. 1. 4. Phản ứng trong hệ nối tiếp có khuấy trộn.

Trong nhiều trường hợp hiệu suất phản ứng được tăng cường khi sử dụng

kỹ thuật phản ứng nối tiếp nhiều bình phản ứng với nhau, trong từng bình đều

có khuấy trộn. Khi đó đầu ra của bình phản ứng trước trở thành đầu vào của


~ 111 ~

bình phản ứng sau, nồng độ của các cấu tử nguyên liệu giảm và của sản phẩm

tăng ở các bình nối tiếp nhau.

Giả thiết hệ phản ứng bao gồm n bình phản ứng với tổng thể tích là V, thể

tích của từng bình là V/n (tất cả có cùng thể tích). Nồng độ của một cấu tử

nguyên liệu ở đầu vào của bình số 1 là Co, ở đầu ra là C1. Phương trình thăng

bằng chất cho bình số 2 với nồng độ đầu vào là C1 có dạng:

212 ... CQCQ

dt

dC

n

V (7-22)

122 .

..

.C

V

QnC

V

Qn

dt

dC (7-23)

C1 được tính từ phản ứng ở bình thứ nhất, giả sử là phản ứng bậc 1 từ (7-

3) ta có:

C1 = Hn

o

tn

oV

tQn

o eCeCeC .

...

...

(7-24)

là thời gian lưu thủy lực cho cả hệ (V/Q).

H t/ là tỉ lệ giữa thời gian phản ứng và thời gian lưu thủy lực của cả hệ,

tương ứng với tỉ lệ thời gian lưu thủy lực tại một bình phản ứng so với thời

gian lưu thủy lực của cả hệ.

Phương trình (7-24) có dạng chính tắc (chuẩn) như phương trình (7-9):

Hn

o eCV

QnC

V

Qn

dt

Cd .

22 .

..

. (7-25)

Giải (7-25) nhận được hàm phân bố nồng độ tại bình phản ứng thứ 2 [3]:

C2 = Co.n.e-n.H

(7-26)

Tương tự có thể tính nồng độ Ci tại đầu ra của bình phản ứng thứ i trong cả

dãy n bình phản ứng:

Ci = Hnio eHni

C .1.).()!1(

(7-27)

Phương trình (7-26) là dạng đơn giản nhất cho một phản ứng, đối với các

trường hợp phức tạp hơn sự phân bố nồng độ tại các bình phản ứng chỉ có thể

tính theo phương pháp số (gần đúng).

7. 2. Tính toán thiết kế hệ thống xử lý nước thải.


~ 112 ~

Các dạng kỹ thuật phản ứng tĩnh, khuấy trộn đều, dòng liên tục hoặc mắc

nối tiếp đều được sử dụng để xây dựng các hệ thống xử lý nước thải. Tuy vậy

diễn biến của quá trình xử lý nước thải phức tạp hơn do trong đó đồng thời xảy

ra nhiều quá trình đồng thời liên quan đến sự phát triển của vi sinh và các phản

ứng sinh hóa.

Vi sinh vật đóng vai trò tiêu thụ cơ chất để sinh sôi và phát triển, cơ chất

được tiêu thụ để tạo ra sinh khối và một phần chuyển hóa thành các hợp chất

không (ít) độc. Đó là nét cơ bản nhất của nguyên tắc xử lý nước thải.

Vi sinh vật trong một hệ xử lý tồn tại theo hai phương thức: dạng phân bố

đều trong thể tích khối phản ứng (huyền phù) hoặc chúng được cố định trên

một vật liệu chất mang tạo thành màng và khi nước thải chảy qua đó sẽ được

xử lý. Hai phương thức trên có tên gọi là phương pháp huyền phù và lọc sinh

học. Trong một số trường hợp khác kỹ thuật thực hiện là tổ hợp của cả hai

dạng trên như phương pháp lưu thể (fluidization) hay tầng linh động: vi sinh

vật bám vào chất mang có kích thước nhỏ, trong quá trình vận hành chất mang

được giữ ở trạng thái phân bố đều trong khối thể tích phản ứng.

Trong thành phần sinh khối, ngoài cơ thể vi sinh còn chứa các tạp chất vô

cơ và chất hữu cơ, đó là các thành phần không tan hoặc là chất tan bám (hấp

phụ) lên chúng. Vi sinh vật có xu hướng tạo thành các tập hợp lớn - tập hợp

keo tụ có khả năng lắng tuy với tốc độ chậm. Khối lượng riêng của chúng

thấp, chỉ cao hơn của nước một chút (1,05 - 1,1 g/ml). Đôi khi do sự có mặt

của vi sinh vật dạng sợi dài (filaments), các tập hợp keo tụ tuy có kích thước

lớn nhưng khối lượng riêng thấp tạo ra hiện tượng khó lắng.

Bùn hoạt tính được dùng để chỉ sinh khối trong hệ thống xử lý dạng huyền

phù với một số đặc trưng:

- Mật độ bùn (sinh khối) là khối lượng bùn khô (sấy tại 105oC cho đến khi

không đổi) trong một lít hỗn hợp nước đang xử lý.

- Sinh khối hữu hiệu là khối lượng vi sinh có tác dụng xử lý trong tổng số bùn,

tức là loại trừ đi phần tạp chất không có tác dụng. Sinh khối hữu hiệu được

xác định bằng cách nung tại 550oC, phần cháy (hữu cơ) là phần hữu hiệu,

phần không cháy (vô cơ) được coi là phần tạp chất. Sinh khối hữu hiệu

chiếm 70 - 80% của tổng bùn hoạt tính.

- Chỉ số bùn được định nghĩa là ở trạng thái lắng sau thời gian 30 phút, 1 g bùn

chiếm bao nhiêu thể tích (ml) trong hỗn hợp bùn-nước. Chỉ số bùn càng nhỏ

thì khối lượng riêng của chúng càng lớn, dễ lắng và ngược lại. Khi chỉ số


~ 113 ~

bùn tới 180 ml/g thì đã có hiện tượng bùn không lắng. Thực nghiệm có thể

xác định bằng cách: lấy 1000 ml nước thải đang xử lý, để lắng 30 phút, đọc

thể tích phần lắng, xác định khối lượng của nó (lọc, sấy, cân).

Các quá trình xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học ngoài đặc trưng

về kỹ thuật phản ứng còn được đặc trưng bởi môi trường tồn tại của vi sinh

vật: hiếu khí, thiếu khí, yếm khí, tổ hợp của hiếu khí, thiếu khí, yếm khí cũng

như các quá trình xảy ra trong ao hồ tự nhiên. Phối hợp hai yếu tố: dạng kỹ

thuật phản ứng và điều kiện môi trường hoạt động của vi sinh, các quá trình xử

lý sinh học có thể phân loại theo bảng 7. 1. [3, 6].

Ngoài các quá trình đặc trưng nêu trong bảng 7. 1, trong các hệ tự nhiên

còn xảy ra đồng thời nhiều quá trình sinh học, hóa học, quang hóa trong một

hệ xử lý, đặc biệt khi có sự tham gia của các loài thực vật sống trong đó [1, 7,

8, 9].

Bảng 7. 1. Phân loại quá trình xử lý sinh học theo đặc trưng môi trường và

dạng kỹ thuật phản ứng.

Quá trình Tên thông dụng (kỹ thuật) Mục tiêu xử lý

* Hiếu khí

- Huyền phù

+ Bùn hoạt tính

Thông dụng (dòng lý tưởng)

Khuấy trộn đều.

Sục khí theo bậc

Oxy nguyên chất

Mẻ kế tiếp giai đoạn

Ổn định tiếp xúc

Sục khí tăng cường

Kênh oxy hóa

Loại bỏ tạp chất

hữu cơ (carbon)

dễ phân hủy,

BOD

+ Nitrat, nitrit hóa. Oxy hóa NH3

+ Ao thoáng khí

Loại BOD, (oxy

hóa NH3)


~ 114 ~

+ Phân hủy bùn vi sinh hiếu khí

Sử dụng không khí

Sử dụng oxy nguyên chất

Ổn định bùn,

loại BOD

- Màng vi sinh

+ Lọc nhỏ giọt

Lọc chậm

Lọc nhanh

Loại bỏ BOD,

oxy hóa NH3

+ Lọc sơ bộ Loại bỏ BOD

+ Đĩa quay sinh học Loại bỏ BOD,

(oxy hóa NH3)

+ Tầng tĩnh Loại bỏ BOD,

(oxy hóa NH3)

+ Lọc sinh học hoạt tính Loại bỏ BOD,

(oxy hóa NH3)

-Tổ hợp huyền

phù và màng

sinh học

Tiếp xúc nhỏ giọt

Lọc qua bùn hoạt tính

Kết hợp lọc nhỏ giọt và lọc

qua bùn hoạt tính

Loại bỏ BOD

(oxy hóa NH3)

* Thiếu khí

- Huyền phù

- Màng vi sinh

+ Khử nitrat dạng huyền phù

+ Khử nitrat dạng màng vi sinh

* Yếm khí

- Huyền phù

+ Phân hủy bùn yếm khí

Phương pháp tiêu chuẩn một

giai đoạn

Tốc độ cao, một giai đoạn

Hai giai đoạn

Ổn định bùn,

loại bỏ BOD

+ Tiếp xúc yếm khí

Lọc ngược qua lớp bùn yếm

khí (UASB)

Lọc ngược qua nhiều ngăn

yếm khí (baffle)

Loại bỏ BOD

Loại bỏ BOD

- Màng vi sinh + Lọc yếm khí Loại BOD, ổn


~ 115 ~

+ Tầng dãn nở

định bùn (khử

nitrat)

Loại BOD, ổn

định bùn

* Tổ hợp hiếu

khí-Thiếu khí-

Yếm khí

- Huyền phù

- Màng sinh học

+ Tổ hợp các quá trình yếm

khí, hiếu khí, thiếu khí hoạt

động một hay nhiều giai đoạn

trong xử lý bậc 3.

Loại bỏ BOD,

N, P

* Quá trình tự

nhiên (ao hồ)

+ Ao thoáng khí

+ Hồ đánh bóng nước

+ Ao tùy nghi

+ Ao yếm khí

Loại BOD, (oxy

hóa NH3)

Loại BOD, (oxy

hóa NH3)

Loại BOD, (khử

nitrat)

Loại BOD, (ổn

định bùn

7. 2. 1. Hệ xử lý bùn hoạt tính.

Trong dạng kỹ thuật huyền phù nhằm loại bỏ chất hữu cơ giàu carbon

(BOD) có thể sử dụng các quá trình: bùn hoạt tính, ao thoáng khí, mẻ kế tiếp

giai đoạn, phân hủy bùn hiếu khí. Cho tới nay phương pháp bùn hoạt tính được

sử dụng rộng rãi nhất.

Quá trình bùn hoạt tính được Arden và Lockett nghiên cứu tại Anh vào năm

1914 và có tên ―bùn hoạt tính‖ là do sinh ra một lượng ―bùn‖ (sinh khối) trong

quá trình xử lý, bùn này có tác dụng loại bỏ các tạp chất và làm sạch nước thải.

Phương pháp bùn hoạt tính được áp dụng rộng rãi trong xử lý nước thải ngay

từ thập kỷ 20 ở nhiều nước trên thế giới.

Cho đến nay nhiều sơ đồ công nghệ xử lý được phát triển và ứng dụng trên

nền tảng cơ sở của phương pháp bùn hoạt tính với đặc trưng cơ bản: sinh khối

được phân phối đều trong khối thể tích phản ứng do được duy trì bởi năng

lượng từ ngoài (sục khí, khuấy cơ học).


~ 116 ~

vi sinh

vi sinh

Hai quá trình chính xảy ra trong hệ bùn hoạt tính là tổng hợp và phân hủy tế

bào. Phản ứng tỉ lượng của các phản ứng trên được mô tả qua (7-27), (7-28)

[3, 6] (xem thêm phần 5. 2. 3).

- Tổng hợp tế bào và oxy hóa chất hữu cơ:

COHNS+O2+dinh dưỡng CO2+NH3+C5H7NO2+s/phẩm khác(7-28)

- Phân hủy (hô hấp) nội sinh:

C5H7NO2+5O2 5CO2+NH3+2H2O+năng lượng (7-29)

Vi sinh vật tổng hợp sinh khối (sinh sản, sinh trưởng) trên cơ sở chất hữu

cơ từ nước thải (nguồn carbon, vi sinh dị dưỡng) cùng với các yếu tố khác như

dinh dưỡng (N, P, K), vi lượng. Để sinh sản và phát triển chúng cần có năng

lượng, năng lượng được sinh ra từ phản ứng oxy hóa chất hữu cơ với oxy. Sản

phẩm cuối cùng của quá trình oxy hóa là H2O và CO2. CO2 sinh ra phần lớn

thâm nhập vào khí quyển.

Phân hủy nội sinh xảy ra với vi sinh đã chết hoặc trong trường hợp thiếu

nguồn dinh dưỡng cho chúng. Phân hủy nội sinh là quá trình oxy hóa tế bào

của vi sinh vật để sản xuất năng lượng nhằm duy trì sự sống cho các vi sinh

chưa chết.

Trong biểu thức (7-28) chất hữu cơ được qui cho có công thức hóa học

COHNS, trong một vài tài liệu khác, thành phần hữu cơ trong nước thải được

qui cho công thức hóa học là C18H19O9N [6]. Tùy thuộc vào tính sinh hủy của

các tạp chất hữu cơ, một phần chất hữu cơ trơ mà sinh vật không thể hoặc

không kịp ―hấp thụ‖ sẽ thoát ra ngoài hệ xử lý. Một số chất hữu cơ có tác dụng

gây độc, kìm hãm hoặc giết chết vi sinh vật với một liều lượng nào đó như

phenol, hợp chất hữu cơ chứa clo [10, 11].

C5H7NO2 là công thức hóa học (gần đúng) của tế bào chứ không phải chỉ cá

thể tế bào để thuận lợi cho tính toán về mặt tỉ lượng (xem 5. 2. 1).

Nhu cầu, liều lượng oxy.

Trong cả hai quá trình trên (7-28), (7-29) oxy luôn có mặt và bị tiêu hao. Về

phương diện lý thuyết có thể xác định lượng oxy tiêu hao như sau. Nếu xuất

phát từ công thức hóa học của chất hữu cơ là C18H19O9N thì phản ứng oxy hóa

học xẽ xảy ra hai trường hợp: có và không xảy ra quá trình nitrat hóa:

C18H19O9N + 17,5O2 + H+ 18CO2 + 8H2O + NH4

+ (7-30)

C18H19O9N+19,5O2 18CO2 + 9H2O + H+ + NO3

- (7-31)


~ 117 ~

Từ phương trình tỉ lượng trên, lượng oxy tiêu thụ cho 1 kg chất hữu cơ sẽ là

1,42 và 1,59 kgO2. Tuy nhiên, nếu tính theo COD (lượng oxy tương đương

tiêu thụ để oxy hóa chất hữu cơ bằng hóa chất kali cromat) thì nhu cầu oxy

trong cả hai trường hợp đều là 1,42 kg [6] vì khi phân tích COD không xảy ra

quá trình oxy hóa amoni.

Nhu cầu về oxy cho xử lý cũng được tính trên cơ sở lập luận khác: từ nhu

cầu oxy sinh hóa BOD của nguồn nước thải và lượng sinh khối dư thải ra khỏi

hệ thống trong ngày. Nguyên nhân của lập luận trên là: để chuyển hóa chất

hữu cơ thành các sản phẩm cần một lượng oxy bằng với BOD có để ý tới một

hệ số tương quan cụ thể. Đó là một phần chất hữu cơ tạo thành sinh khối và

tiếp theo được thải ra khỏi hệ dưới dạng bùn dư. Vì vậy lượng oxy cần thiết sẽ

là BOD của nước thải trừ bớt lượng oxy để phân hủy tế bào dư thải ra khỏi bể.

Lượng oxy cần thiét để phân hủy 1 g sinh khối là 1,42 g/g [biểu thức (7-29)].

Lượng oxy tính theo lý thuyết vì vậy là:

m(O2/d) = )(42,1).(

xPf

BODBODQ o

(7-32)

f: hệ số tương quan, ví dụ với f = 0,68.

BODo, BOD: BOD ban đầu và sau khi xử lý (kg/m3).

P(x): lượng bùn dư thải (kg/d).

Q: lưu lượng nước thải xử lý (m3/d).

Trong thực tế xử lý, lượng oxy cấp cho hệ thống cần thỏa mãn các mục

tiêu: xử lý BOD, cung cấp cho quá trình phân hủy nội sinh, đủ để khuấy trộn

và duy trì được lượng oxy hòa tan (dư) trong bể phản ứng với mức 1 - 2mg/l.

Lượng oxy cung cấp cho hệ thống xử lý cũng có thể được xác định qua

kinh nghiệm vận hành đối với từng loại nước thải, chế độ vận hành (mật độ

sinh khối), điều kiện thời tiết. Kinh nghiệm được viết thành tài liệu hướng dẫn

ở nhiều quốc gia. Ví dụ với nước thải sinh hoạt lượng oxy cần cấp là 1 - 1,2

kgO2/kgBOD.

Trong thực tế thiết kế, lượng oxy cung cấp có khi được qui định dư gấp đôi

so với tính toán để đề phòng sự dao động ô nhiễm của dòng thải.

Nhu cầu dinh dưỡng N, P.

Để phát triển hài hòa, vi sinh vật cần được cung cấp đủ điều kiện dinh

dưỡng, trước hết là N, P. Rất nhiều loại nước thải chứa thừa cả hai hoặc từng

loại trên, đó là các nước thải giàu nitơ, photpho: nước thải sinh hoạt, chế biến


~ 118 ~

Q

So, Xo

Q

S, X

thịt cá, tơ tằm, nước rác (thiếu P), nước chuồng trại, thuộc da. Một số loại

nước thải nghèo thành phần N, P như nước thải chế biến đường mía, hoa quả,

tinh bột, bia rượu, nước giải khát. Khi đó cần bổ xung thêm N, P từ ngoài vào.

Liều lượng dinh dưỡng cần bổ sung được xác định dựa trên thành phần hóa

học của tế bào (bảng 5. 3) trong đó thành phần N chiếm 12 - 16%, thành phần

P chiếm 2 - 3% khối lượng khô hoặc tính N theo công thức của tế bào thì có

giá trị N là 12,5%, hàm lượng P được qui cho là bằng 20% so với N.

Mục đích cung cấp N, P là cho vi sinh vật phát triển nhưng để dễ xác định

có thể tính thông qua BOD, thật ra là thông qua hiệu suất sinh khối (xem 5. 2.

3, 6. 1. 2), vì vậy cần chú ý đến yếu tố sinh khối của các loại vi sinh vật khác

nhau (xem 6. 1. 6). Hiệu suất sinh khối thấp cần ít dinh dưỡng và ngược lại.

Đối với loại vi sinh dị dưỡng hiếu khí trong hệ xử lý bùn hoạt tính tỉ lệ của

BOD:N:P thường được khuyến cáo là 100:5:1. Lượng N, P bổ xung thêm là

lượng bù cho đủ tỷ lệ trên vì trong nước thải ban đầu đã có một phần.

Tính toán hệ thống xử lý bùn hoạt tính trình bày ở phần tới dựa trên mô

hình động học, tức là sử dụng các thông số động học để tính toán các thông số

thiết kế cũng như dựa trên kinh nghiệm thực tế.

Trong một hệ xử lý bùn hoạt tính ngoài các khối phản ứng luôn ghép sau nó

là đơn vị công nghệ lắng có vai trò tách sinh khối ra khỏi nước. Phần sinh khối

lắng được bơm ngược về đầu vào để duy trì mật độ sinh khối đúng bằng giá trị

của nó trong bể phản ứng, phần dư thừa được xử lý tiếp, ví dụ đưa về bể ủ bùn.

Khi vận hành xử lý nước thải với cùng loại kỹ thuật phản ứng có thể thực hiện

hai phương thức là hồi lưu và không hồi lưu bùn dẫn đến diễn biến quá trình

xử lý cũng khác nhau. Sau đây sẽ đề cập đến một số loại hình kỹ thuật xử lý

tổng thể.

7. 2. 1. 1. Hệ khuấy trộn đều không hồi lưu bùn.

Hệ bùn hoạt tính không hồi lưu bùn được mô tả như trong hình 7. 1

X, S


~ 119 ~

Hình 7. 1. Hệ xử lý bùn hoạt tính dạng khuấy trộn đều không hồi lưu bùn. Q:

lưu lượng, S, X là nồng độ cơ chất và vi sinh.

Kênh oxy hóa, ao thoáng khí là dạng kỹ thuật trên, đó là phương pháp bùn

hoạt tính dạng đơn giản nhất.

Phương trình thăng bằng chất trong bể phản ứng được thiết lập tương tự

như đối với phương trình (7-8) nhưng thay nồng độ của cơ chất là nồng độ của

vi sinh vật:

,.... go vVXQXQVdt

dX (7-33)

Q: lưu lượng xử lý (m3.d

-1)

Xo , X là nồng độ vi sinh tại đầu vào và trong khối phản ứng. X có nhiều

cách xác định như tổng bùn, bùn hữu hiệu hoặc hàm lượng protein, ADN,

ATP.

V: thể tích bể phản ứng.

vg’: tốc độ phát triển thực của vi sinh xem biểu thức (6-10). Thay thế vg’ từ

phương trình (6-10):

Xk

SK

SXVXQXQV

dt

dXp

s

mo .

.....

(7-34)

Trong đó S là nồng độ cơ chất trong bình phản ứng và tại đầu ra.

Dưới điều kiện nồng độ vi sinh tại đầu vào Xo = 0, hệ xử lý hoạt động với

mật độ vi sinh ổn định (ví dụ 3 g/l), tức là dX/dt = 0, (7-34) được đơn giản

hóa thành:

p

s

m kSK

S

V

Q

.1

(7-35)

: thời gian lưu thủy lực [xem biểu thức (6-25)].

Trong phương trình (7-35), giá trị 1/ chính là hằng số phát triển riêng thực

’ [biểu thức (6-12)]. Giá trị 1/ cũng chính là 1/c (c là thời gian lưu tế bào,

xem 6. 1. 5) vì theo định nghĩa [biểu thức (6-26)] lượng bùn hồi lưu bằng 0,

Xr = 0, nồng độ vi sinh thoát ra khỏi bình phản ứng chính bằng nồng độ của nó

trong bình. Xe = X, vậy:


~ 120 ~

Q

V

XQ

XVc

.

. (7-36)

Từ biểu thức (7-15) mối quan hệ giữa thời gian lưu tế bào với hoạt tính của

vi sinh vật thể hiện qua:

)(. SKkS

SK

spm

sc

(7-37)

Do Ks là hằng số cho một phản ứng cụ thể, S là nồng độ cơ chất tại đầu ra

nên thời gian lưu tế bào thấp mang ý nghĩa là hoạt tính của vi sinh cao (m lớn,

kp lớn) và nồng độ cơ chất thấp (hiệu quả xử lý cao) thì chỉ cần c thấp.

Tiến hành phân tích tương tự đối với đối tượng là cơ chất trong hệ phản

ứng ta có:

SK

SXkVSQSQV

dt

dS

s

o

..

.... (7-38)

Trong đó (xem biểu thức 6-14):

Vsu = - SK

SXk

s

.. (7-39)

Lập luận tương tự khi dS/dt = 0, nhận được:

So- S = SK

SXk

s

.. (7-40)

Mối liên hệ giữa nồng độ vi sinh vật X và nồng độ cơ chất S trong bể phản

ứng tại đầu ra được xác định bằng cách:

Tính giá trị S/(Ks + S) từ phương trình (7-35), thế vào phương trình (7-40),

sử dụng phương trình (6-7) để tính m, sẽ thu được:

.1

).(

).1(

).(

p

o

p

om

k

SSY

kk

SSX

(7-41)

Tương tự sẽ tính được nồng độ của cơ chất tại đầu ra:

1)..(

).1.(

p

ps

kkY

kKS

(7-42)


~ 121 ~

Q, So

Qr, Xr, S

Qe, Xe, S

Qw, Xr, S

V, S, X

Khi có số liệu động học Ks, k, Y, kp, m có thể tính được mật độ sinh khối

X phụ thuộc vào hiệu quả xử lý cơ chất (So-S) hoặc tính được hiệu quả xử lý

khi biết thời gian lưu thủy lực hoặc thời gian lưu tế bào (=c).

Khi biết hệ số phân hủy nội sinh kp có thể tính hiệu suất sinh khối thực Y’

từ Y và kp bằng cách: thế giá trị X trong phương trình (7-41) vào vg’ trong

phương trình (6-11). Sử dụng định nghĩa Y’ trong phương trình (6-13) để tính

Y’, giá trị (So - S) có mối liên hệ với tốc độ suy giảm cơ chất theo phương

trình (6-31) sẽ nhận được:

Y’ = .1 pk

Y

(7-43)

7. 2. 1. 2. Hệ khuấy trộn đều có hồi lưu bùn:

Hệ xử lý bùn hoạt tính dạng khuấy trộn đều có hồi lưu bùn được mô tả theo

hình 7. 2.

Hình 7. 2. Sơ đồ hệ xử lý khuấy trộn đều có hồi lưu bùn.

Hệ trên hoạt động theo phương thức: lưu lượng đầu vào là Q, nồng độ cơ

chất là So, giả thiết là nồng độ vi sinh Xo bằng 0, tại bể phản ứng với dung tích

V nồng độ của cơ chất và vi sinh vật là S và X. Nước thải được chảy tiếp về bể

lắng nhằm tách sinh khối ra khỏi nước, nước thoát ra khỏi hệ thống với lưu

lượng Qe, nồng độ sinh khối dư chưa lắng hết và cơ chất chưa xử lý hết là Xe

và S (giả thiết là tại bể lắng quá trình xử lý không tiếp diễn). Hỗn hợp bùn

nước sau lắng (nồng độ 8 - 10 g/l) được chia ra làm hai phần: nhập với đầu vào

để đảm bảo mật độ vi sinh là X (ví dụ 3 g/l) với lưu lượng Qr, nồng độ vi sinh

và cơ chất là Xr và S, một phần được thải để loại bỏ lượng bùn dư thừa với Qw,

Xr và S.


~ 122 ~

Do hệ xử lý bao gồm thêm cả đơn vị lắng thứ cấp có chức năng tách sinh

khối, nên để tính toán các thông số thiết kế cần đưa thêm hai giả thiết:

- Quá trình phản ứng (xử lý) chỉ xảy ra ở trong khối phản ứng, không xảy ra ở

bể lắng. Thực chất quá trình phản ứng vẫn tiếp diễn trong bể lắng, ví dụ quá

trình khử nitrat xảy ra tại đó gây ra hiện tượng bùn nổi.

- Thời gian lưu tê bào cũng chỉ được tính cho thể tích của khối phản ứng.

- Phù hợp với định nghĩa thời gian lưu tế bào [xem 6. 1. 5, biểu thức (6-26)],

trong trường hợp sử dụng kỹ thuật phản ứng trộn đều có hồi lưu bùn:

rweerw

cXQ

XV

XQXQ

XV

.

.

..

.

(7-44)

Do nồng độ vi sinh trong nước thải khi ra khỏi bể lắng thứ cấp thường rất

nhỏ (20 mg/l) so với từ dòng hồi lưu (Xr 5000 mg/l).

Sử dụng các lập luận tương tự như trong các trường hợp trước đây, phương

trình mô tả thăng bằng chất đối với X trong hệ xử lý có dạng:

,..... geewo vVXQXQXQVdt

dX (7-45)

Thế vg’ từ phương trình (6-11), giả thiết Xo = 0, dX/dt = 0 sẽ thu được

phương trình:

psueerw k

X

vY

XV

XQXQ

.

.

.. (7-46)

Vế trái của phương trình (7-46) chính là nghịch đảo của thời gian lưu tế

bào:

psu

c

kX

vY

.1

(7-47)

Tốc độ suy giảm cơ chất vsu được tính theo:

vsu =

SSSS

V

Q oo

)( (7-48)

S, So là nồng độ cơ chất (BOD) tại đầu vào và ra.

Nồng độ vi sinh vật X trong bể phản ứng được tính bằng cách: thay vsu

trong phương trình (7-47) bởi vsu trong phương trình (7-48) và tính được X:

).1.(

).(.

cp

oc

k

SSYX

(7-49)


~ 123 ~

Tương tự như đã trình bày trong 7. 2. 1. 1, có thể xác định nồng độ cơ chất

S tại đầu ra:

1)..(

).1.(

pc

pcs

kkY

kKS

(7-50)

Nồng độ cơ chất tại đầu ra khi thực hiện phương thức vận hành có hoặc

không hồi lưu bùn là khác nhau [xem phương trình (7-41)] vì trong trường hợp

không hồi lưu bùn thì = c.

Hiệu suất sinh khối thực Y’ được tính:

cpk

YY

.1

,

(7-51)

Mối quan hệ giữa X, S với các thông số động học trong các phương trình

(7-49), (7-50) hoàn toàn có thể sử dụng để tính toán cho một hệ thống xử lý

bùn hoạt tính tuy có một vài phức tạp vì nó chứa khá nhiều thông số động học.

Để đơn giản hơn cho quá trình tính toán thông số thiết kế người ta thiết lập

thêm một số quan hệ khác để dùng cho thiết kế hệ thống xử lý, bao gồm các

đại lượng: tốc độ suy giảm riêng, tỉ lệ thức ăn/vi sinh và thời gian lưu tế bào.

Trong phương trình (7-47) đại lượng vsu/X mang ý nghĩa là tốc độ tiêu thụ

cơ chất tính theo một đơn vị khối lượng (nồng độ) vi sinh và được gọi là tốc

độ tiêu thụ cơ chất riêng U.

Phương trình (7-48) và (7-47) khi tính theo U sẽ có dạng:

U = X

SS

V

Q

X

SS

X

v oosu

.

. (7-52)

p

c

kUY .1

(7-53)

Từ (7-52), (7-53) có thể thấy rõ mối quan hệ ràng buộc giữa hoạt tính vi

sinh (1/c) [biểu thức (7-47)] và tốc độ suy giảm cơ chất riêng U: vi sinh vật

có tốc độ phát triển nhanh thì khả năng xử lý chất ô nhiễm (cơ chất) tốt. Trên

cơ sở mối quan hệ trên có thể sử dụng đại lượng thời gian lưu tế bào để kiểm

soát một quá trình xử lý mà không cần xác định nồng độ sinh khối hữu hiệu

hoặc lượng cơ chất đã được sử dụng bởi vi sinh vật. Phương pháp kiểm soát

được thực hiện đơn giản như sau: Kiểm soát tốc độ phát triển của sinh khối và

vì vậy là mức độ xử lý chất gây ô nhiễm bằng cách thải lượng bùn dư theo một

tỷ lệ nào đó phù hợp với thời gian lưu tế bào. Ví dụ để quá trình xử lý đạt hiệu


~ 124 ~

quả qui định, thời gian lưu tế bào được xác định là 5 ngày, vậy để kiểm soát

quá trình mỗi ngày cần thải 20% lượng sinh khối đang có trong hệ xử lý.

Trong một hệ khuấy trộn đều có bể lắng để tách bùn, lượng dung dịch bùn thải

cần thiết để phù hợp với c được tính từ phương trình (7-44):

rc

wX

XVQ

.

.

(7-54)

Để xác định Qw cần phải xác định nồng độ sinh khối ở dòng hồi lưu Xr và

trong bể phản ứng và thể tích bể phản ứng.

Tương quan giữa mật độ vi sinh vật và nồng độ cơ chất thể hiện mối quan

hệ: ―cung-cầu‖ cũng thường được sử dụng là một thông số thiết kế. Mối quan

hệ trên được gọi là tỉ lệ thức ăn và vi sinh (food-microorganisms ratio) F/M và

được định nghĩa:

F/M = XV

SQ

X

S oo

.

.

.

(7-55)

Nồng độ tạp chất (cơ chất) trong nước thải lớn đồng nghĩa với lượng ―thức

ăn‖ dồi dào cung cấp cho vi sinh vật với mật độ là X trong hệ thống xử lý. Nếu

lượng thức ăn (Q.So) nhỏ (nước thải có độ ô nhiễm thấp) mà lượng vi sinh X

lớn thì chúng được cung cấp ít thức ăn, dẫn đến phát triển chậm.

Giữa U và F/M có mối liên hệ:

U = 100

)./( EMF (7-56)

Trong đó E là hiệu suất của quá trình xử lý (%):

E = 100.S

SSo (7-57)

Phương trình (7-53) chỉ rõ mối tương quan giữa hoạt tính vi sinh (1/c) và

tốc độ suy giảm cơ chất của một hệ xử lý. U cũng có thể tích theo các hằng số

động học trên cơ sở kết hợp phương trình (7-52) và (7-39):

U = SK

Sk

s

. (7-58)

S = Uk

KU s

. (7-59)


~ 125 ~

hiệu quả E

Nồng đ

ộ c

ơ c

hất

c,t c

S E

100%

Hiệ

u q

uả

xử

lý

Với một hệ xử lý nước thải và tập đoàn vi sinh xác định, các hằng số tốc độ

Y, k, Ks, kp có thể coi là có trị số xác định, vì vậy nồng độ cơ chất ra khỏi hệ

thống xử lý S là hàm số trực tiếp của U hoặc của c thể hiện trong phương

trình:

S = 1)..(

)1.(

pc

pcs

kkY

kK

(7-60)

Phương trình (7-60) nhận được từ (7-53) và (7-59) [xem thêm (7-49)].

Nếu biểu diễn S = f(c) hoặc hiệu suất xử lý E = f(c) với một tập hợp các

hằng số động học Ks, Y, k, kp (có giá trị nào đó) sẽ nhận được một dạng đồ thị

như trong hình 7. 3.

Hình 7. 3. Sự phụ thuộc của nồng độ cơ chất sau xử lý S và hiệu quả xử lý vào

thời gian lưu tế bào với một tập hợp giá trị k, kp, Ks, Y và So cho trước.

Từ đồ thị 7. 3 có thể nhận thấy, hiệu quả quá trình xử lý chỉ xuất hiện khi c

đạt một mức tối thiểu c,t nào đó, trước đó hiệu quả xử lý không đáng kể. Về ý

nghĩa vật lý, giá trị c,t là thời gian lưu tế bào mà với thời gian ấy lượng sinh

khối thoát ra khỏi hệ xử lý nhiều hơn lượng được sinh ra.

Thời gian lưu tế bào càng tăng thì hiệu quả xử lý càng cao, tuy vậy sẽ gặp

phải một số khó khăn khi vận hành hệ thống (nổi bùn, tổn hao oxy lớn, hiện

tượng yếm khí tại bể lắng thứ cấp...).

Thời gian lưu tế bào tối thiểu được tính như sau:

Kết hợp các phương trình (6-6), (6-7) và (7-47) nhận được:

p

os

o

tc

kSK

SkY

..1

, (7-61)


~ 126 ~

Khi c c,t, hiệu quả xử lý bằng không, khi đó nồng độ cơ chất tại đầu vào

và đầu ra bằng nhau, S = So. Trong thực tế giá trị Ks thường là nhỏ hơn nhiều

so với So (xem bảng 6. 2, 6. 3, 6. 4) nên (7-61) có thể viết thành:

p

tc

kkY .1

, (7-62)

Sử dụng phương trình (7-61), (7-62) để tính toán thời gian lưu tế bào tối

thiểu từ các hằng số động học (tra bảng, ví dụ trong các bảng 6. 2, 6. 3, 6. 4

hoặc từ tài liệu đã được hiệu chỉnh phù hợp với đối tượng cụ thể). Dĩ nhiên hệ

xử lý vi sinh không thể thiết kế với tc, mà giá trị c dành cho thiết kế thường

nằm trong khoảng 2-20 lần lớn hơn c,t [3]; hệ số này được gọi là hệ số an toàn

A.

A = c/c,t (7-63)

Kỹ thuật khuấy trộn đều có hồi lưu bùn là dạng kỹ thuật phản ứng thông

dụng nhất hiện nay của phương pháp bùn hoạt tính. Để giúp đọc giả có hình

dung về một quá trình tính toán các thông số thiết kế hệ thống, ví dụ sau được

đưa ra để minh họa.

Tính toán hệ thống xử lý nước thải với công suất 500 m3/ngày với các dữ

kiện: BOD của nguồn vào là 450 mg/l, tiêu chuẩn thải BOD là 50 mg/l. Nồng

độ vi sinh tại đầu vào Xo = 0. Nồng độ vi sinh tổng trong bể phản ứng X =

3000 mg/l, nồng độ vi sinh hữu hiệu Xh = 2400 mg/l (80% của tổng). Nồng độ

bùn quay vòng Xr = 8000 mg/l.

Lượng chất dinh dưỡng được giả thiết là đáp ứng thỏa mãn, đã có sẵn

trong nước thải. Nhiệt độ tiến hành xử lý là 25oC. Nguồn là nước thải sinh

hoạt, cơ chất chỉ tính theo lượng hòa tan.

Lời giải.

Tra bảng 6. 2 tìm được Y = 0,6 gSK/gBOD, kp = 0,06d-1

, k = 5d-1

Ks = 60 mg BOD [3]. Các giá trị này đều cho ở nhiệt độ 20oC.

Tính toán được thực hiện theo các bước:

- Hiệu chỉnh hệ số động học tương ứng với 25oC.

Áp dụng các công thức (6-23), (6-24), (6-25) để hiệu chỉnh kp, k và Ks về

25oC nhận được:

kp = 0,07d-1

, k = 7,7d-1

, Ks = 93 mg BOD.


~ 127 ~

- Từ kp, k, Ks và Y tính c,t tại 25oC (biểu thức 7-61):

76,307,0.450.93

.450.7,7./6,0..111

11

,

lmglmg

lmgdggk

SK

SkYp

os

o

tc

c,t = 0,26d.

- Sử dụng hệ số an toàn quá trình A = 10 (biểu thức 7-62) để tính thời gian lưu

tế bào c:

c = 10c,t = 10. 0,26d = 2,6d.

- Tính toán thể tích bể phản ứng bằng cách sử dụng phương trình (8-49), thay

đổi thời gian lưu thủy lực = V/Q.

V =)6,2.07,01(.3000

.)50450.(6,2..500./6,0

).1.(

).(..1

113

lmg

lmgddmgg

kX

SSQY

cp

oc

= 88m3 (nếu chọn hệ số A=20 thì c=,2d, khi đó V=152m

3).

- Hiệu suất sinh khối thực:

51,06,2.07,01

6,0

.1'

cpk

YY

- Mức độ tăng sinh khối tổng:

m = Y’.Q(So-S) = 0,51. 500m3.d

-1(450-50)g.m

-3 = 100kg.d

-1

- Lượng bùn thải trong ngày [phương trình (7-44)]:

13

3

33

.7,12.8000.6,2

.3000.88

.

.

dmmgd

mgm

X

XVQ

rc

w

hoặc tính theo khối lượng bùn: 12,7m3.d

-1.8000g.m

-3 = 101kg.d

-1.

- Tính tốc độ dòng hồi lưu bùn Qr với giả thiết Xo = 0:

3000mg.l-1

(Q + Qr) = 8000mg.l-1

. Qr.

Qr/Q = 0,6

- Thời gian lưu thủy lực:

.22,4176,0.500

8813

3

hddm

m

Q

V

- Tốc độ tiêu thụ cơ chất riêng U [phương trình (7-52)]

U = dmgmglmgd

lmg

X

SSo /)/(758,0.3000.176,0

.)50450(

. 1

1

(1 g sinh khối tiêu thụ 0,758 g BOD trong một ngày).

- Tỉ lệ thức ăn/vi sinh:


~ 128 ~

F/M = ./)/(852,0.3000.176,0

.450

. 1

1

dmgSKmgBODlmgd

lmg

X

So

(trong một ngày, 1g sinh khối được cung cấp 0,852g thức ăn BOD)

- Tải lượng BOD tính theo thể tích (một đơn vị thể tích của bể phản ứng chịu

tải một khối lượng cơ chất):

TL = 13

3

133

..255788

.500..450.

dmgm

dmmg

V

QSo

- Tính toán lượng oxy: sử dụng hai cách tính khác nhau bằng cách áp dụng

phương trình (7-32) và tính theo kinh nghiệm là 1,1 kgO2/kg BOD.

+ Tính theo phương trình (7-32)

dkgOdgmgdm

xPf

BODBODQm o

dO

/151.101000.42,168,0

.)50450.(.500

)(.42,1).(

2

1313

/2

+ Tính theo kinh nghiệm

dOm /2=Q.(BODo - BOD). 1,1 = 220kgO2/d.

+ Tính theo thể tích không khí cần thêm các số liệu: hiệu quả hấp thu oxy của

nước từ hệ phân phối khí, giả thiết là 8%, khối lượng riêng của không khí

1,28 kg/m3, oxy trong không khí chiếm 24% thể tích.

Vkhông khí = 13

3

1

.6553.28,1.08,0.24,0

.151

dmmkg

dkg

Giả sử hệ thống hoạt động 20 giờ/ngày thì công suất của máy thổi khí (phụ

thuộc vào chiều cao của cột nước) 328 m3/h.

Qua ví dụ tính toán trên cho thấy, tính không chặt chẽ trong quá trình tính

toán một hệ xử lý là khá lớn, thể hiện ở việc chọn lựa các hằng số động học,

lựa chọn hệ số an toàn, cách tính lượng oxy cần thiết phụ thuộc vào hiệu suất

hấp thụ oxy của hệ phân phối khí. Để xây dựng được hệ thống xử lý đạt hiệu

quả và vận hành ổn định, vì vậy ngoài kiến thức cơ bản cần rất nhiều kinh

nghiệm thực tế.

7. 2. 1. 3. Hệ dòng lý tưởng có hồi lưu bùn.


~ 129 ~

Qr, Xr, S

Qe, Xe, S

Qw, Xr

Q, So

V, X S, X

Dạng kỹ thuật phản ứng theo kiểu dòng lý tưởng thường được sử dụng cho

hệ xử lý công suất lớn với đặc trưng cấu hình bể phản ứng có độ dài lớn, chiều

rộng hẹp. Sơ đồ hệ phản ứng đẩy lý tưởng có hồi lưu bùn được trình bày trong

hình 7. 4.

Hình 7. 4. Sơ đồ dòng đẩy lý tưởng có hồi lưu bùn.

Hệ bao gồm các đặc trưng: dòng vào với lưu lượng Q, nồng độ cơ chất So,

trong bể phản ứng có thể tích V, nồng độ vi sinh X và cơ chất S, đường hồi lưu

bùn và thải bùn dư có lưu lượng Qr, Qw và nồng độ vi sinh là Xr.

Do có chiều dài lớn, chiều rộng hẹp nên bể phản ứng được chia làm nhiều

ngăn (ít nhất là 3) nối tiếp nhau theo kiểu díc dắc đầu đuôi (hình 7. 5)

Hình 7. 5. Dạng bể phản ứng thông dụng trong kỹ thuật đẩy lý tưởng.

Đặc trưng quan trọng nhất của dòng đẩy lý tưởng là thời gian lưu thủy lực

của mọi thành phần vật chất trong hệ (chất tan, không tan, nước) đều bằng

nhau. Đặc trưng lý tưởng chỉ có thể tiệm cận khi tỉ lệ chiều dài/chiều rộng có

giá trị lớn vô cùng. Khi hồi lưu bùn từ bể lắng thứ cấp, sinh khối quay vòng có

thời gian lưu thủy lực ở trong cả hệ xử lý (bể phản ứng và bể lắng) lớn nhưng

cũng chỉ đúng giá trị đó kể từ khi vào và ra khỏi bể phản ứng.

So với kỹ thuật phản ứng dạng trộn đều, kỹ thuật dòng đẩy lý tưởng có một

số đặc trưng khác:


~ 130 ~

- Nồng độ cơ chất giảm dần dọc theo chiều dài của bể phản ứng, cao nhất ở

đầu vào và nhỏ nhất tại đầu ra.

- Mức độ tiêu thụ oxy cũng giảm dần dọc theo chiều dài của bể phản ứng.

- Tốc độ phát triển của vi sinh giảm về giai đoạn cuối.

Mô hình động học mô tả quá trình xử lý theo dòng đẩy lý tưởng khá phức tạp,

chỉ có thể giải được khi được đơn giản hóa với các giả thiết:

- Nồng độ vi sinh vật có giá trị đồng đều trong toàn bộ thể tích bể phản ứng

với giá trị trung bình là X , giả thiết trên chỉ có được khi c/ >5 [11].

- Tốc độ suy giảm cơ chất vì vậy có dạng [xem biểu thức (6-8)]:

SK

XSk

dt

dSv

s

su

..

(7-64)

Lấy tích phân phương trình (7-64) theo thời gian lưu thủy lực, thực hiện

một loạt các thao tác đơn giản hóa về mặt toán học sẽ nhận được mối tương

quan:

p

iso

o

c

kSSKSS

SSkY

)/ln(.).1()(

).(.1

(7-65)

Trong đó: So là nồng độ cơ chất tại đầu vào.

S là nồng độ cơ chất tại đầu ra.

Si là nồng độ cơ chất tại đầu vào sau khi đã hòa trộn giữa dòng

vào và dòng tuần hoàn với là tỉ lệ hồi lưu (Qr/Q). Trong vận hành hệ thống

trên có khoảng giá trị 0,15 - 0,75, thông dụng là 0,25.

So sánh với diễn biến quá trình trong kỹ thuật phản ứng khuấy trộn đều

[biểu thức (7-47)] thì cả hai đều tương tự, điểm khác biệt là c trong phương

trình (7-65) phụ thuộc vào nồng độ cơ chất ban đầu So.

Về mặt lý thuyết, kỹ thuật dòng đẩy lý tưởng có hiệu suất xử lý cao hơn so

với kỹ thuật trộn đều [1, 10], tuy nhiên trong thực tế tính chất ―đẩy lý tưởng‖

rất khó thực hiện do quá trình khuyếch tán dọc. Khó khăn trên cùng với yếu

điểm chịu sốc kém của hệ đẩy lý tưởng so với hệ khuấy trộn đều hạn chế hiệu

quả của nó. Bằng cách chia nhỏ hệ phản ứng thành nhiều bể phản ứng nối tiếp

sẽ tăng cường được hiệu suất xử lý, nhưng cải thiện không đáng kể về mặt

chịu sốc.


~ 131 ~

Trong hệ phản ứng dòng đẩy lý tưởng mức độ tiêu thụ oxy ở vùng đầu bể

rất lớn, rất khó đáp ứng thỏa mãn được vì vậy một số biến hình được xây dựng

để khắc phục khó khăn trên: kỹ thuật chia dòng và sục khí nhỏ dần.

Biến hình chia dòng đầu vào được thực hiện bằng cách phân bố nước thải

thô vào nhiều vị trí dọc theo chiều dài của bể phản ứng để tạo ra giá trị F/M

đều nhau ở mọi vị trí, qua đó làm giảm nhu cầu oxy tăng đột biến ở vùng đầu

vào. Thông thường người ta thường sử dụng ba hoặc nhiều hơn điểm phân bố

dòng đầu vào. Biến hình chia dòng đầu vào có lợi thế về tính linh hoạt trong

vận hành.

Sục khí nhỏ dần là phương thức thay đổi cường độ sục khí dọc theo chiều

dài của bể: mạnh ở phía đầu vào và giảm dần về phía đầu ra.

7. 2. 1. 4. Hệ xử lý mẻ kế tiếp giai đoạn.

Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn (sequencing batch reactor) mới được phát

triển, được tiêu chuẩn hóa và áp dụng trong thực tế xử lý nước thải.

Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn là kỹ thuật phản ứng dạng tĩnh (ngắt đoạn):

xong mỗi mẻ sẽ nhận được một lần sản phẩm (nước đã được xử lý) kế tiếp giai

đoạn là các giai đoạn nạp liệu, phản ứng, lắng, gạn, chờ được thực hiện kế tiếp

nhau trong cùng một thiết bị phản ứng. Đặc trưng của phương pháp là tính chu

kỳ của quá trình xử lý.

Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn được ứng dụng trong thực tế lần đầu vào năm

1969 để xử lý nước thải, hệ được Irwine và Davis thiết kế và xây dựng.

Trên cơ sở tích lũy kinh nghiệm thiết kế, vận hành kỹ thuật điều khiển,

phương pháp mẻ kế tiếp giai đoạn được phát triển thành phương pháp tiêu

chuẩn và đã được áp dụng rộng rãi ở Australia, Mỹ (thập niên 80), Pháp, Nhật

(cuối thập kỷ 80) và ở Đức (cuối thập kỷ 90) [12, 13].

Mẻ kế tiếp giai đoạn được đặc trưng bởi sự kế tiếp các pha: nạp liệu, phản

ứng, lắng, gạn và chờ. Sơ đồ kỹ thuật được mô tả trong hình 7. 6.

Vo

Vf

Chờ

Vd

Nạp liệu Phản ứng Lắng


~ 132 ~

Bùn thải

Nước thải

Hình 7. 6. Sơ đồ hoạt động của kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn trong một chu kỳ.

Các pha được thực hiện kế tiếp nhau và được thực hiện trong một thời gian

nhất định. Bước thải bùn có thể thực hiện sau pha lắng hoặc vào cuối giai đoạn

phản ứng hoặc trong khi lắng. Thải bùn có thẻ thực hiện theo chu kỳ tuần,

ngày hoặc sau mỗi mẻ. Pha chờ có thể bỏ qua nếu như hệ được thiết kế bể

điều hòa hay bể tích trữ nước dư chưa xử lý kịp.

Pha nạp liệu và pha phản ứng có thể được phối hợp dựa trên việc sử dụng

năng lượng thông qua sục khí hay khuấy trộn cơ học. Đó là các kỹ thuật: nạp

liệu tĩnh, nạp liệu khuấy trộn, nạp liệu sục khí, phản ứng khuấy trộn, phản ứng

sục khí.

Nạp liệu tĩnh không cần sử dụng năng lượng, lợi dụng áp lực thủy tĩnh của

dòng chảy để đưa nước vào bể phản ứng, tích lũy cơ chất trong bể.

Nạp liệu khuấy trộn bằng cơ học hoặc do đối lưu tạo ra môi trường thiếu

khí hoặc yếm khí trong bể (thực hiện khử nitrat hoặc xử lý photpho).

Nạp liệu sục khí là sử dụng dòng khí để khuấy trộn trong khi nạp liệu tạo ra

môi trường hiếu khí. Trong điều kiện đó có thể xảy ra cả các quá trình thiếu

khí (do hàm lượng oxy chưa quá lớn). Phản ứng có khuấy trộn để hạn chế các

quá trình hiếu khí xảy ra, quá trình thiếu khí và một phần quá trình yếm khí

được thúc đẩy. Phản ứng có sục khí tạo điều kiện cho các quá trình hiếu khí

được thực hiện.

Một mẻ được thực hiện kể từ giai đoạn nạp liệu và kết thúc ở giai đoạn chờ

hoặc sau khi xả.

Thể tích nước thải nạp vào bình phản ứng của một mẻ (chu kỳ) là Vf cùng

với thể tích nước và sinh khối dư lại của chu kỳ trước là Vo. Tổng thể tích sau

khi nạp liệu V = Vo + Vf. Khi phản ứng kết thúc, sinh khối lắng, thải bùn dư

và thể tích nước trong Vf, hệ lại có thể tiếp tục một chu kỳ mới.

Các thông số cơ bản của kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn gồm:

- ti: thời gian phản ứng với pha i.

- tc: thời gian cho một chu kỳ, tc = ti.


~ 133 ~

- Tỉ lệ thời gian nạp liệu FTR = tf / tc (fil time ratio)

- Tỉ lệ thay nước VER = Vf /V.

- Thời gian lưu thủy lực = n.V/Q, n là số bình phản ứng, V là thể tích làm

việc của từng bình, Q là lưu lượng nước vào hệ thống xử lý. Thời gian lưu

thủy lực của từng bình i = tf. VER-1

.

Ngoài các thông số mang tính đặc thù nêu trên, các thông số thông dụng

khác như thời gian lưu tế bào, tải lượng hữu cơ cũng được sử dụng như trong

thiết kế và vận hành đối với hệ liên tục hoặc lọc sinh học.

Do pha nạp liệu chiếm một phần thời gian của một chu kỳ nên cần thiết

phải có nhiều hơn một bình phản ứng để đáp ứng xử lý một dòng thải liên tục

hoặc là phải có bể dự trữ nước thô.

Số lượng bình phản ứng của một hệ sẽ xác định thời gian nạp liệu và thời

gian cho cả chu kỳ cũng như tỉ lệ thời gian nạp liệu.

Khi so sánh kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn với kỹ thuật dòng liên tục cho

thấy: Trong giai đoạn phản ứng, diễn biến của quá trình xử lý giống với diễn

biến trong dòng đẩy lý tưởng ở trạng thái ổn định. Sự khác nhau là ở chỗ duy

trì được tính ―lý tưởng‖ trong kỹ thuật mẻ gián đoạn, điều không thể thực hiện

trong dòng đẩy lý tưởng. Đặc trưng trên chỉ có được khi bước nạp liệu là tức

thời hoặc rất nhanh. Sự phân bố nồng độ cơ chất dọc theo chiều dài của bể

phản ứng dòng lý tưởng giống sự phân bố nồng độ theo thời gian trong bình

phản ứng mẻ kế tiếp giai đoạn (xem phần 7. 1. 1, 7. 1. 3).

Nếu bước nạp liệu chậm (nạp liệu có sục khí hoặc khuấy trộn) thì giai đoạn

ban đầu (đang nạp) diễn biến giống như trong kỹ thuật phản ứng liên tục

khuấy trộn đều, sau đó (chấm dứt nạp liệu) diễn biến tương tự như trong dòng

đẩy lý tưởng [1].

Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn cũng có thể vận hành theo phương thức liên

tục. Phương thức vận hành liên tục được mô tả như trong hình 7. 7. Hệ xử lý

bao gồm 4 bể, từng bể có thể vận hành đáp ứng từng chức năng riêng biệt

trong từng chu kỳ.

1 2

3 4


~ 134 ~

Hình 7. 7. Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn dòng liên tục.

Trong chu kỳ đầu tiên, nước thải được nạp vào bể 1, chảy qua bể 2, 3 và 4.

Các phản ứng hiếu khí (sục khí) hoặc thiếu khí và chừng mực nào đó là yếm

khí (khuấy cơ học) có thể tiến hành tại các bể 1, 2, 3. Bể số 4 đóng vai trò bể

lắng thứ cấp.

Trong chu kỳ tiếp theo, bể số 4 đóng vai trò nạp liệu, bể số 1, 2 đóng vai trò

bể phản ứng, bể số 3 đóng vai trò của bể lắng. Chu trình tiếp theo được thực

hiện tương tự theo cách: bể lắng của chu kỳ trước đóng vai trò của bể nạp liệu

ở chu kỳ sau, bể sát trước bể lắng của chu kỳ đóng vai trò bể lắng của chu kỳ

sau.

Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn dòng liên tục có tính linh hoạt cao trong vận

hành, đặc biệt để xử lý nước thải giàu hợp chất nitơ bằng cách duy trì thời gian

khuấy hay sục khí theo một tỉ lệ nào đó tại các bể phản ứng khác nhau.

Kỹ thuật trên đã được sử dụng để xử lý nước rác (biến động rất lớn về lưu

lượng và độ ô nhiễm) tại bãi rác Nam Sơn, Sóc Sơn, Hà Nội. Hệ được đưa vào

hoạt động từ tháng 9 năm 2002.

Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn còn có một ưu điểm nổi bật khác mà các

phương pháp bùn hoạt tính khác dễ mắc phải là hiện tượng bùn không lắng khi

tập đoàn vi sinh dạng sợi có mật độ cao. Thay đổi điều kiện dinh dưỡng của

môi trường theo nguyên tắc ―bỏ đói - ăn tiệc‖ (feast - famine) được áp dụng

thông qua bể lựa chọn (selector) trong các hệ xử lý có thể thực hiện dễ dàng

trong kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn (xem phần 7. 2. 1. 5).

Thiết kế hệ xử lý mẻ kế tiếp giai đoạn có thể dựa trên kết quả nghiên cứu

pilot nếu có thể tiến hành được. Với các loại nước thải công nghiệp việc

nghiên cứu đánh giá trong phòng thí nghiệm hoặc qua pilot là luôn cần thiết,

với loại nước thải sinh hoạt thì có thể vận dụng các kinh nghiệm có sẵn, tuy

nhiên cần phân tích kỹ các yếu tố về phương diện đầu tư xây dựng và chi phí

vận hành. Do các phương thức vận hành khác nhau ở các pha nạp liệu và gạn

đối với từng hệ thống riêng biệt nên phương pháp thiết kế cũng rất đa dạng,

khó trình bày theo một nguyên tắc chung. Trong hướng dẫn thiết kế của

German waste and wastewater Association (ATV) có đưa ra chi tiết về thiết kế

hệ phản ứng theo kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn (guideline M210) [13].

Nội dung chính của ATV-M 210 có thể tóm tắt như sau:


~ 135 ~

- Các nguyên tắc xử lý sinh học đối với nước thải không có sự khác biệt khi sử

dụng kỹ thuật dòng liên tục hay gián đoạn. Vì vậy các thông số thiết kế áp

dụng cho hệ liên tục cũng áp dụng được cho kỹ thuật gián đoạn (hướng dẫn

kỹ thuật bùn hoạt tính, Guideline ATV-A131).

- Thiết kế hệ phản ứng mẻ kế tiếp giai đoạn bao gồm 6 bước: 1) Xác định

thông số đầu vào, 2) Cấu hình của quá trình (có hoặc không có bể điều hòa,

3) Xác định cách thức nạp liệu, thiết kế chu trình (thời gian lưu tế bào, tỉ lệ

thay nước, thời gian của một chu kỳ và từng pha, khởi động và kết thúc từng

bể phản ứng riêng lẻ, 4) Thiết kế thủy lực (số bể phản ứng, dung tích từng

bể, các bể phụ trợ, 5) Tính toán thiết bị (máy sục khí, bơm, khuấy cơ học, 6)

Thẩm tra, kiểm định (cân bằng nitơ, mô phỏng, thử pilot).

Thông số quan trọng nhất trong thiết kế là thời gian lưu tế bào, theo ATV-

M 210 được định nghĩa:

)(.

...

xPt

tXVn

c

rc (7-66)

n: Số bình phản ứng.

V: Thể tích của một bình.

X: Nồng độ vi sinh của bình sau khi đã nạp liệu.

P(x): Lượng bùn dư (kg.d-1

).

tc: Thời gian cho một chu kỳ.

tr: Thời gian của pha phản ứng.

Quá trình lắng (pha lắng) được tính toán dựa trên đặc trưng chỉ số bùn SVI

(xem 7. 2). Quá trình lắng trong bể sử dụng kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn rất

giống với phương pháp thử nghiệm (để xác định SVI) về mặt thủy động (lắng

tĩnh) nên có thể dễ dàng đánh giá kết quả từ thực nghiệm. Tải lượng bề mặt

riêng qs (diện tích bể lắng cần thiết cho một đơn vị thể tích trong một giờ)

được chọn là 0,65m3.m

-2.h

-1. Tốc độ lắng của lớp bùn vi sinh vật được tính:

vs = SVIX .

65,0 (7-67)

Giai đoạn gạn thường được bắt đầu khi quá trình lắng chưa kết thúc với tốc

độ khá ổn định nhằm tiết kiệm thời gian. Với phương thức vận hành trên rất dễ

xảy ra quá trình trôi bùn theo dòng gạn. Để phòng tránh, trong giai đoạn gạn

cần phải đảm bảo lớp bùn phải luôn nằm dưới mặt nước ít nhất là 0,25m.


~ 136 ~

Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn có nhiều ưu điểm: rất linh hoạt trong vận

hành, dễ đáp ứng sự dao động về mức độ ô nhiễm, dễ tự động hóa khâu vận

hành và vì vậy nó có tốc độ phát triển nhanh nhất trong thời gian gần đây so

với các loại hình kỹ thuật khác, đặc biệt trong xử lý nước thải sinh hoạt qui mô

nhỏ và nước thải công nghiệp. Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn thường được áp

dụng cho qui mô 100 đến 25000 người (200 l/người), thông dụng cho qui mô

nhỏ hơn 5000 người. Tốc độ phát triển nhanh của kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn

còn có nguyên nhân khác là giá thành xây dựng không cao, diện tích sử dụng

thấp [13].

7. 2. 1. 5. Tính toán hệ xử lý bùn hoạt tính theo kinh nghiệm.

Trong phần trình bày về động học quá trình xử lý vi sinh (phần 6) và các

dạng kỹ thuật phản ứng trong phần 7, tất cả các hiện tượng và mối quan hệ thu

được đều dựa trên giả thiết (đơn giản hóa) là nước thải tại đầu vào không chứa

cặn không tan cũng như cơ chất cần quan tâm đều có tính sinh hủy, không

chứa các loại trơ. Giả thiết trên nhìn chung không phù hợp với thực tiễn trong

công nghệ xử lý nước thải, vì vậy thiết kế các hệ thống xử lý theo phương

pháp bùn hoạt tính trong thực tế dựa trên các mô hình động học sẽ chứa đựng

nhiều hạn chế. Vì lý do đó khi thiết kế hệ xử lý bùn hoạt tính người ta phát

triển một số phương pháp khác dựa trên các thông số chịu tải của quá trình

như tỉ lệ thức ăn/vi sinh, F/M, tải lượng hữu cơ, lượng sinh khối và thời gian

lưu tế bào hoặc với các chương trình tính tiêu chuẩn [14].

Tỉ lệ thức ăn/vi sinh được đặc trưng bởi tỉ lệ giữa khối lượng COD hay

BOD hay một loại cơ chất nào khác (NH4+, NO3

- trong quá trình xử lý hợp

chất nitơ) vào hệ phản ứng với khối lượng của tổng sinh khối trong hệ trong

một ngày [xem biểu thức (7-55)].

Thời gian lưu tế bào: thời gian lưu sinh khối trong bể phản ứng [xem (6. 1.

5, biểu thức (7-36), (7-37)].

Lượng sinh khối dư là lượng vi sinh vật phát triển trong khi xử lý, dư ra so

với mật độ cần thiết cần phải loại bỏ ra khỏi hệ trong một ngày. Nó phụ thuộc

vào tính chất của nguồn nước thải, vào thời gian lưu tế bào và quá trình phân

hủy nội sinh.


~ 137 ~

Hiệu suất sinh khối Y’ [biểu thức (6-13), (7-43), (7-51)] ít được sử dụng do

các thành phần hữu cơ sinh hủy không tan trong nước thải, cặn hợp chất vô cơ

trong dòng vào không được bao quát.

Tải lượng hữu cơ tính theo thể tích thể hiện mức độ chịu tải của một đơn vị

thể tích của khối phản ứng đối với chất hữu cơ trong một ngày, tính theo khối

lượng BOD hoặc COD hoặc một loại cơ chất nào đó trên một m3 trong một

ngày.

Từ kinh nghiệm hoạt động thực tế, các giá trị đặc trưng nêu trên có thể sử

dụng để thiết kế một hệ thống xử lý.

Khi đã lựa chọn được các thông số trên việc tính toán các thông số thiết kế

gồm: lựa chọn cấu hình và thể tích bể phản ứng, tính toán tốc độ quay vòng

bùn, tính lượng bùn dư, nhu cầu cấp oxy, tính toán bể lắng sơ cấp, xử lý bùn

thải.

Lựa chọn kỹ thuật phản ứng và tính thể tích bể phản ứng.

Ba loại kỹ thuật phản ứng chính sử dụng trong xử lý nước thải là: dòng đẩy

lý tưởng, dòng liên tục khuấy trộn đều và mẻ kế tiếp giai đoạn. Tiêu chí để lựa

chọn phụ thuộc vào qui mô xử lý (qui mô lớn thường sử dụng dạng dòng lý

tưởng), mức độ dao động ô nhiễm của dòng vào (dao động mạnh thường sử

dụng kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn hoặc khuấy trộn đều), điều kiện mặt bằng.

Thể tich bể phản ứng có thể tính theo một trong ba đặc trưng.

- Tính theo tỉ lệ F/M:

)/.(

.

MFX

SQV o (7-68)

- Tính theo thời gian lưu tế bào:

X

YSQV oc ... (7-69)

- Tính theo tải lượng hữu cơ L:

L

SQV o. (7-70)

Các giá trị đặc trưng sử dụng để tính toán hệ xử lý bùn hoạt tính theo kinh

nghiệm được thể hiện ở bảng 7. 2.

Bảng 7. 2. Thông số thiết kế hệ xử lý bùn hoạt tính theo kinh nghiệm [11].


~ 138 ~

Quá trình c (d) F/M

gBOD/

(gSK/d)

L gBOD/

(m3.d)

X (g/m3)

(h)

Qr/Q

-Dòng lý tưởng

thông dụng

3-15 0,2-0,6 320-640 1000-3000 4-8 0,25-0,75

-Trộn đều 0,75-15 0,2-1,0 800-1900 860-6500 3-5 0,25-1,0

-Dòng lý tưởng

chia dòng đầu

vào

3-15 0,2-0,5 640-960 1500-3500 3-5 0,25-0,75

-Nitrat hóa một

giai đoạn

8-20 0,05-0,2 80,320 1500-3500 6-15 0,5-1,5

-Nitrat hóa tách

riêng

15-100 0,05-0,2 50-140 1500-3500 3-6 0,5-2,0

-Sục khí tăng

cường

20-40 0,04-0,1 80-240 2000-8000 18-36 0,5-1,5

-Mương oxy hóa 15-30 0,04-0,1 80-240 2000-8000 8-36 0,5-1,5

Mẻ kế tiếp giai

đoạn

10-30 0,04-0,10 80-240 2000-8000 15-20 -

Ghi chú: Qr/Q là tỉ lệ dòng hồi lưu bùn so với dòng vào. Thông số đặc trưng

cho nước thải sinh hoạt.

Tính thể tích bể phản ứng theo thông số tải lượng hữu cơ là đơn giản nhất

và đạt được hiệu quả với mức hợp lý chỉ khi thành phần của nước thải ổn định

và nồng độ vi sinh trong bể xử lý là ổn định. Trong thực tế cả hai điều kiện

trên ít khi được thỏa mãn. Tải lượng hữu cơ là thông số thứ cấp nên cần hết

sức thận trọng khi sử dụng và không thể sử dụng để thiết kế cho các hệ xử lý

phức tạp.

Thiết kế theo tỉ lệ F/M (còn gọi là mức độ chịu tải của bùn - sludge loading)

có thể sử dụng để tính toán cho các quá trình xử lý thông dụng. Thời gian lưu

tế bào có thể sử dụng để tính toán cho các quá trình mà trong đó tốc độ sinh

trưởng của vi sinh chậm như nitrat hóa hoặc phải xử lý các đối tượng khó sinh

hủy như xử lý phenol, cyanua. [6].

Trong nhiều năm qua phương pháp thiết kế dựa trên thông số F/M thường

được ưa chuộng đối với các hệ xử lý BOD truyền thống. Trong thời gian gần

đây với các sơ đồ bùn hoạt tính cải tiến (nhằm đáp ứng thêm các chức năng

khác: xử lý hợp chất nitơ, photpho theo phương pháp sinh học, hóa học) thì

việc sử dụng nó có độ tin cậy thấp, khó và nhiều khi là không thể.


~ 139 ~

Sử dụng thời gian lưu tế bào cho các quá trình xử lý hiếu khí nhìn chung

thích hợp cho phần lớn các trường hợp xử lý trong thực tế.

Do cách tính toán dựa trên rất nhiều đặc trưng không ổn định như theo

BOD và COD (tỉ lệ khác nhau trong từng loại nước thải), hoặc theo nồng độ

sinh khối tổng X, hoặc nồng độ sinh khối hữu hiệu (xem phần 7. 2) Xh mà tỉ lệ

Xh/X luôn thay đổi trong từng hệ thống nên khi sử dụng các thông số trên cần

được cân nhắc thận trọng.

Bảng 7. 3 ghi mối quan hệ giữa các thông số thiết kế và hiệu quả xử lý

BOD, COD với tỉ lệ F/M khác nhau [6].

Sử dụng giá trị của bảng 7. 3 để tính toán cho thể tích bể phản ứng với qui

mô xử lý phục vụ 10.000 người được trình bày trong ví dụ sau:

Nước thải tính theo đầu người được qui cho là 0,2 m3.d

-1. Khối lượng BOD

cần xử lý trong ngày (lấy giá trị 0,4 kg BOD/m3) sẽ là: 10.000 người x 0,2

m3/(người. ngày) x 0,4 kg BOD/m

3 = 800 kg BOD/ngày.

Sử dụng phương trình (7-68), (7-70) để tính thể tích bể phản ứng theo hai

phương án:

- Tính theo tải lượng hữu cơ:

3

13

313

1333..6,0

.4,0..2000.m

dmkgBOD

mkgBODdm

L

SQV o

-Tính theo tỉ lệ F/M

3

113

313

1666..15,0..5

.4,0..2000

)/(

.m

dSKHHkgkgBODmkg

mkgBODdm

MFX

SQV o

Hai cách tính khác nhau không cho cùng kết quả vì các số liệu đưa ra chỉ

là khoảng trị số. Tính toán trên nhằm mục tiêu xử lý BOD đạt hiệu quả 90-

95%.

Bảng 7. 3. Hiệu quả xử lý BOD, COD (E) phụ thuộc vào tỉ lệ F/M.

Thông số Ký

hiệu

Đơn vị Tỷ lệ F/M

(kgBOD/kgSK)

0,05-0,1 0,2-0,3 0,5-0,6

Nồng độ bùn tổng X kgSK/m3 4,0-7,0 3,0-5,0 3,0-5,0

Nồng độ bùn hữu

hiệu

Xh kgSHHH/m3 2,5-4,5 2,0-3,5 2,0-3,5


~ 140 ~

Nồng độ bùn tính

theo COD

XCOD kgCOD/m3 3,5-6,5 3,0-5,0 3,0-5,0

Tỉ lệ Xh/X - % 65-70 70-75 70-75

Tải lượng hữu cơ L kgBOD/(m3.d) 0,2-0,6 0,6-1,5 1,5-3,0

Thức ăn/vi sinh F/M kgBOD/(kgSKHH.d) 0,08-0,15 0,3-0,45 0,7-0,85

Hiệu suất sinh khối

tính theo BOD

YBOD kgSK/kgBOD 0,6-0,9 0,9-1,1 0,9-1,2


tính theo COD

YCOD kgSK/kgCOD 0,3-0,5 0,4-0,6 0,4-0,6

Hiệu quả xử lý theo

BOD

E(BOD) % 90-95 85-90 80-90

Hiệu quả xử lý theo

COD

E(COD) % 75-85 70-80 65-80

Thời gian lưu tế

bào

c d 15-20 3-6 1-3

* Ghi chú: số liệu trong bảng là của nước thải sinh hoạt. Nồng độ của dòng

vào: BOD = 200 - 400 mg/l, COD = 400 - 800 mg/l, T= 10oC, SK = khối

lượng sinh khối, SKHH: sinh khối hữu hiệu (thành phần hữu cơ trong sinh

khối còn có tên là chất rắn lơ lửng bay hơi do đốt).

Tính toán nhu cầu oxy và cấp khí.

Nhu cầu oxy cho một quá trình xử lý vi sinh dựa trên hai quá trình cơ bản:

oxy hóa và phân hủy nội sinh. Tính toán nhu cầu oxy có thể dựa trên phân tích

về tỉ lượng của phản ứng hoặc từ kinh nghiệm (xem 7. 2. 1).

Lượng oxy cần cấp cho hệ bùn hoạt tính trong thực tế không phải là giá trị

tính từ lý thuyết vì oxy có độ tan trong nước rất thấp, tốc độ hấp thụ oxy vào

nước phụ thuộc vào các điều kiện: độ muối (độ dẫn điện), nhiệt độ, chiều sâu

của lớp nước, tiết diện bề mặt lớp phân cách pha khí-lỏng, tốc độ khuấy trộn,

cấu hình của bể phản ứng, trạng thái bão hòa khí của nước. Đó là một hệ khá

phức tạp. Hòa trộn khí vào nước có hai phương pháp: sục khí cơ học và sục

khí phân tán.

Sục khí cơ học là sử dụng các thiết bị quay tạo ra các giọt nước nhỏ tiếp

xúc với không khí để oxy thấm vào đó (tương tự như máy khuấy cánh quạt sử

dụng trong các ao nuôi tôm thâm canh).

Sục khí phân tán là sử dụng dòng khí có áp suất để phân tán vào nước thông

qua hệ phân phối khí. Dòng khí áp suất có đủ năng lượng để khuấy trộn cho cả

khối phản ứng.


~ 141 ~

Thể tích bùn lắng (ml/l)

Hiệu quả sử dụng oxy phụ thuộc rất nhiều vào loại hệ phân phối khí, với

các hệ thô (tiết diện đầu phun lớn) hiệu quả đạt thấp, nằm trong khoảng 4-6%,

loại có đầu phun mịn đạt 8-12%, loại cực mịn có thẻ đạt tới 10-16%.

Với các thiết bị tốt nhất, trong điều kiện thuận lợi năng lượng tiêu tốn cho 1

kg oxy được sử dụng là 2kW [15].

Lắng thứ cấp.

Bể lắng thứ cấp có nhiệm vụ tách sinh khối ra khỏi nước, tách càng triệt để

càng tốt vì phần dư sẽ tiếp tục phân hủy trong môi trường nước nhận. Bể lắng

thứ cấp có hai nhiệm vụ: làm trong nước và cô đặc bùn vì vậy khi thiết kế phải

chú ý cả hai mục tiêu trên.

Đặc trưng quan trọng nhất của quá trình lắng là tải lượng bề mặt: một đơn

vị diện tích của bể lắng chịu tải bao nhiêu thể tích nước cần lắng trong một

giờ. Thông số tải lượng bề mặt phụ thuộc vào đặc trưng của bùn thông qua hai

chỉ tiêu cơ bản là chỉ số bùn và tốc độ lắng.

Chỉ số bùn (xem phần 7. 2) được xác định từ thực nghiệm bằng cách đo thể

tích bùn lắng sau thời gian 30 phút, sau đó xác định khối lượng của bùn lắng

(sấy ở 105oC). Chỉ số bùn SVI được tính:

SVI = (7-71)

Bùn có khả năng lắng tốt có trị số SVI thấp (SVI < 100), khi giá trị SVI >

150 là hiện tượng mật độ vi sinh dạng sợi filaments đã khá cao, bùn rất khó

lắng.

Quá trình lắng trong bể lắng thứ cấp tuân theo cơ chế lắng vùng. Tốc độ

lắng có thể xác định từ thực nghiệm [3, 16]. Tốc độ lắng được sử dụng để tính

tải trọng bề mặt lắng:

A

vv i

s (7-72)

vi: tốc độ lắng của bùn [m.h-1

].

vs: Tải trọng bề mặt lắng [m3.m

-2.h

-1] (nếu tính theo ngày thì nhân với 24

(24giờ/ngày)).

A: hệ số an toàn (thường từ 1,75 đến 2,5).

Khối lượng bùn (g/l)


~ 142 ~

Khi không có số liệu vi có thể áp dụng công thức Wilson để tính tốc độ lắng

[6]:

vi = vmax.exp(-K. 10-6

.X) (7-73)

vmax: tốc độ lắng tối đa [m.h-1

] (khoảng 7,01m.h-1

).

K: hệ số, có giá trị khoảng 600 L/mg đối với hỗn hợp bùn-nước với chỉ số

SVI 150.

X: Nồng độ bùn [mg/l].

Tiêu chuẩn thiết kế bể lắng thứ cấp đối với vs nằm trong khoảng 0,7-1,2

m3.m

-2.h

-1[17]. Thời gian lưu thủy lực nằm trong khoảng 2-3 giờ.

Kiểm soát hồi lưu bùn.

Duy trì nồng độ vi sinh trong bể phản ứng là yếu tố rất căn bản của quá

trình xử lý vi sinh. Do dòng vào hầu như không chứa vi sinh nên nó được bổ

xung từ bể lắng thứ cấp, được vận chuyển quay vòng về trộn với dòng đầu

vào. Trong bể lắng thứ cấp bùn lắng tạo thành một lớp dày theo chiều cao, mật

độ bùn cao ở đáy và thấp ở vùng cao. Nếu bơm bùn hồi lưu hoặc xả bùn không

chuẩn xác thì lớp bùn có thể chiếm cả chiều cao của cột nước. Bơm bùn hồi

lưu thường có công suất từ 50 - 100% đối với hệ xử lý ở qui mô lớn, tới 150%

đối với hệ xử lý nhỏ.

Rất nhiều kỹ thuật có thể sử dụng để tính toán tốc độ hồi lưu bùn dựa trên

mục tiêu: duy trì ổn định nồng độ vi sinh trong bể phản ứng hoặc duy trì lớp

bùn trong bể lắng với chiều cao ổn định trong khi vận hành. Kỹ thuật thông

dụng gồm: đánh giá khả năng lắng của bùn, kiểm soát chiều cao của lớp bùn,

cân bằng chất trong bể lắng và bể phản ứng, đánh giá chất lượng bùn [3].

Đánh giá khả năng lắng của bùn để xác định tốc độ quay vòng bùn khá đơn

giản: tốc độ quay vòng so với dòng đầu vào chính là tỉ lệ thể tích bùn lắng so

với thể tích nước trong (nước ở phần trên sau khi để lắng) khi hỗn hợp lấy từ

bể phản ứng được lắng sau 30 phút. Sử dụng ống đong Imhoff hình chóp thể

tích 1l có chia độ, đong đầy hỗn hợp từ bể phản ứng, đọc thể tích phần bùn

lắng so với phần nước trong nằm ở phía trên. Ví dụ sau 30 phút, thể tích bùn

lắng là 200 ml, thể tích phần nước trong là 800 ml. Để duy trì mật độ vi sinh

trong bể: 200 phần bùn (quay vòng từ bể lắng) và 800 phần nước trong (đầu

vào) thì tỉ lệ bơm bùn so với dòng vào là 200/800 = 25%.

Cũng có thể tính tốc độ quay vòng bùn trên cơ sở chỉ số bùn: trong thực tế

sau khi để lắng 30 phút thể tích bùn chiếm là Os (%), mật độ sinh khối trong bể


~ 143 ~

phản ứng cần duy trì là Xm tính theo % (ví dụ 2500 mg/l = 0,25%). Tỉ số Os/X

chính là chỉ số bùn (không chứa đơn vị) SVI. Tốc độ bùn hồi lưu so với dòng

vào Qr/Q (%) chính là Os/(100%-Os) và Os = Xm. SVI.

Vậy Qr/Q(%) = Xm. SVI/(100-Xm. SVI). Ví dụ tỉ lệ thể tích bùn sau lắng

chiếm 30%, mật độ sinh khối trong bể phản ứng được duy trì là 2500 mg/l (=

0,25%). Vậy SVI = 120 (ml.g-1

) và

Qr/Q = (0,25. 120)/(100-0,25. 120) =0,428 = 42,8%.

Quan trắc chiều cao của lớp bùn lắng cũng là biện pháp để kiểm soát tốc độ

hồi lưu bùn. Kinh nghiệm thực tế chỉ ra rằng chiều cao lớp bùn tối ưu là 0,3-

0,9m, với chiều cao này nước được làm trong tốt hơn và mật độ bùn cao. Có

nhiều phương pháp và công cụ có thể sử dụng để quan trắc chiều cao lớp bùn.

Phương pháp này đòi hỏi sự chú ý quan sát khi vận hành.

Tốc độ quay vòng bùn cũng có thể tính toán trên cơ sở cân bằng vật chất

trong bể lắng thứ cấp. Giả thiết trong bể lắng chiều cao (lượng bùn) được duy

trì ở mức ổn định, lượng bùn thoát ra khỏi hệ thống theo nước đã xử lý có thể

bỏ qua.

Lượng bùn tích lũy (thay đổi) trong bể lắng là do: tăng từ bể phản ứng chảy

sang [(Q+Qr).X] và giảm do lượng bùn hồi lưu và xả lượng bùn dư (xem hình

7. 2):

X.(Q+Qr) - (Xr.Qr+Xr.Qw) = 0 (7-74)

XX

QXQXQ

r

wrr

.. (7-75)

Tốc độ hồi lưu bùn cũng có thể tính từ quá trình cân bằng chất trong bể

phản ứng. Giả thiết rằng trong thời gian tồn tại trong bể phản ứng (thời gian

lưu thủy lực) lượng vi sinh phát triển không đáng kể. Lượng sinh khối ra khỏi

bể phản ứng đúng bằng lượng đưa vào từ đường hồi lưu bùn, khi đó ta có:

Xr.Qr - X.(Q+Qr) = 0 (7-76)

XX

XQQ

r

r

. (7-77)

Phương pháp này chứa sai số lớn nếu tải lượng hữu cơ (F/M) cao.

Thải bùn dư.

Nhằm duy trì ổn định nồng độ vi sinh trong bể phản ứng, tải lượng hữu cơ

(F/M) và thời gian lưu tế bào, hàng ngày (hoặc theo một chu kỳ) lượng sinh


~ 144 ~

khối dư cần phải thải ra khỏi hệ thống. Đường thải bùn dư thường là đường

hồi lưu bùn do mật độ bùn tại đó cao. Bùn này được đưa về bể cô đặc bùn,

tách nước (sử dụng chất trợ keo tụ, xem bảng 4. 4), nén ép, sấy khô hoặc được

đưa về ủ yếm khí (thu hồi khí metan) hoặc phân hủy hiếu khí nhằm phân hủy

thành phần hữu cơ trong sinh khối. Đó là quá trình ủ bùn với mục đích là ổn

định chất lượng bùn (không để phân hủy tiếp).

Hỗn hợp bùn-nước dư cần thải chủ yếu là nước, sinh khối chỉ chiếm 0,8-

1,0% khối lượng, vì vậy thông số để khống chế chính là thể tích của hỗn hợp

đó kết hợp với nồng độ vi sinh.

Tốc độ thải bùn dư Qw được tính trên cơ sở thời gian lưu tế bào [xem

phương trình (6-26)]

eerw

cXQXQ

XV

..

.

(7-78)

Giả thiết Xe = 0 ta có:

rc

wX

XVQ

.

.

(7-79)

Để tính Qw cần biết nồng độ vi sinh tại bể phản ứng (X) và tại đường hồi

lưu (Xr).

Nếu sử dụng thông số thời gian lưu tế bào làm thông số kiểm soát quá trình

thì bùn dư được thải trực tiếp từ bể phản ứng chứ không phải từ đường hồi lưu

bùn. Tốc độ thải bùn dư từ bể phản ứng sẽ là:

c

w

VQ

(7-80)

Hàng ngày phải thải đi một lượng hỗn hợp bùn nước bằng tỉ lệ giữa thể tích

bể phản ứng với thời gian lưu tế bào.

Kiểm soát hiện tượng bùn khó lắng.

Bùn khó lắng (bulking) là hiện tượng hay gặp ở các bể lắng thứ cấp, nhất là

khi sử dụng kỹ thuật khuấy trộn đều. Tập đoàn vi sinh vật tồn tại trong hệ

thống xử lý nước thải có khả năng keo tụ - tập trung lại thành các tập hợp lớn

khá dễ dàng, với kích thước từ dưới mm đến vài mm trong điều kiện sục khí.

Hiện tượng keo tụ xảy ra được nhờ vi sinh vật tiết ra một vài loại polyme họ

polysaccarit, polyme có chức năng như chiếc cầu nối liên kết các các thể vi

sinh vật với nhau để tạo thành các tập hợp lớn. Tập hợp vi sinh có khả năng


~ 145 ~

lắng tốt khi khối lượng riêng biểu kiến của cụm vi sinh (cụm keo tụ) lớn tức là

khoảng cách giữa các vi sinh vật ngắn, mật độ cao, nói cách khác là chúng có

cấu trúc đặc, ít xốp.

Bùn khó lắng là do cấu trúc của cụm keo tụ xốp, nhẹ mà nguyên nhân được

xác định là do sự có mặt của một số loại vi sinh dạng sợi dài có tên là filament.

Để ngăn chặn sự phát triển mạnh của vi sinh dạng sợi đòi hỏi phải thiết kế và

vận hành hệ thống xử lý nước thải hợp lý.

Sự phát triển của vi sinh dạng sợi bị ảnh hưởng bởi các yếu tố:

- Thành phần tạp chất trong nước thải. Chất ô nhiễm dễ sinh hủy họ đường

(glucose, maltose, lactose) trong nước thải mía đường, chế biến rau quả, tinh

bột thúc đẩy sự phát triển của vi sinh dạng sợi. Tạp chất khó sinh hủy trong

nước thải của công nghiệp hóa chất, hóa dầu, dệt nhuộm, nước thải hỗn hợp

ít thúc đẩy sự phát triển của chúng.

- Nồng độ oxy hòa tan: Vi sinh vật nằm trong tập hợp keo tụ cũng cần được

cung cấp oxy, vi sinh vật nằm ở phía bên trong hạt keo tụ ít có cơ hội nhận

được oxy so với vi sinh vật nằm ở phía ngoài do oxy phải khuyếch tán qua

một quãng đường dài hơn từ ngoài môi trường nước vào và bị tiêu hao bởi vi

sinh ở phía ngoài hạt keo tụ. Mức độ cạn kiệt, thiếu oxy cho vi sinh vật ở

phía trong tăng lên khi mật độ vi sinh cao, độ ô nhiễm thấp, tức là tải lượng

hữu cơ (F/M) nhỏ. Do độ dài của vi sinh vật dạng sợi (1 - 4 m), tỉ lệ diện

tích so với thể tích của chúng lớn hơn các dạng khác nên khả năng hấp thu

oxy và cơ chất tốt hơn loại có dạng khác như hình cầu, chúng vẫn có khả

năng thu nhận oxy ngay cả khi nồng độ oxy ở mức thấp hơn 0,1 mg/l trong

khi các chủng loại vi sinh khác không có khả năng đó.

Vi sinh vật dạng sợi là loại có sức sống dai trong hoàn cảnh môi trường

khắc nghiệt, thiếu thốn, vì vậy nên hiện tượng bùn khó lắng xảy ra thông

thường trong điều kiện thiếu cơ chất hoặc thiếu oxy. Điều đó chính là nguyên

nhân xuất hiện bùn khó lắng trong các hệ xử lý khuấy trộn đều, ít xuất hiện

trong kỹ thuật xử lý gián đoạn hoặc dòng đẩy lý tưởng. Trong kỹ thuật gián

đoạn giai đoạn đầu nồng độ cơ chất cao và giảm theo thời gian. Trong kỹ thuật

dòng lý tưởng, nồng độ cơ chất cao tại phía đầu vào và giảm về phía cuối, còn

trong kỹ thuật khuấy trộn đều thì nồng độ cơ chất bị pha loãng ngay từ khi

dòng thải vào hệ thống và ngang với nồng độ ra khỏi hệ thống, tức là luôn luôn

thấp.


~ 146 ~

Một trong những nguyên nhân khác trong xử lý nước thải công nghiệp là do

nước thải thiếu nguồn dinh dưỡng nitơ, photpho, ví dụ trong xử lý nước thải

giấy. Có nghiên cứu chỉ ra rằng để không xảy ra hiện tượng bùn khó lắng cần

nồng độ amoni và photphat tan tối thiều là 1,5 mg/l và 0,5 mg/l trong nước thải

sau xử lý.

Tình trạng nghèo cơ chất, loại đa cũng như vi lượng, thiếu oxy là nguyên

nhân thúc đẩy vi sinh vật dạng sợi trong tập hợp keo tụ phát triển và gây ra

hiện tượng bùn khó lắng.

Trong điều kiện ngược lại, các chủng vi sinh có khả năng keo tụ tốt sẽ phát

triển mạnh áp đảo vi sinh dạng sợi.

Để ức chế vi sinh dạng sợi và thúc đẩy loại vi sinh có tính năng keo tụ tốt

cần phải tạo ra được một động lực mạnh thúc đẩy quá trình khuyếch tán của cơ

chất (BOD) và oxy vào sâu trong lòng hạt keo tụ. Sử dụng kỹ thuật gián đoạn

hoặc dòng đẩy lý tưởng đáp ứng được mục đích trên ở giai đoạn đầu (thời

gian) trong kỹ thuật gián đoạn và ở phía đầu vào (vị trí không gian) trong kỹ

thuật dòng lý tưởng.

Với các hệ thống xử lý theo kỹ thuật khuấy trộn đều giải pháp được áp

dụng là ghép thêm một hệ được gọi là chọn lọc vi sinh, đơn vị công nghệ này

được ghép trước các đơn vị công nghệ xử lý sinh học. Lượng bùn quay vòng

tiếp xúc trực tiếp với dòng nước thô có độ ô nhiễm cao nhất sau một thời gian

nhất định rồi mới tiến hành các quá trình tiếp theo.

Cơ sở khoa học của giải pháp trên liên quan đến hiện tượng hấp phụ sinh

học xảy ra trong hệ xử lý.

Chất hữu cơ trong nước thải được chuyển hóa do tạo thành tế bào và do

phản ứng oxy hóa là cơ chế cơ bản trong xử lý nước thải, tuy vậy trước khi

xảy ra phản ứng trên, quá trình diễn biến còn có thêm một số giai đoạn khác:

- Khi nước thải chứa tạp chất ô nhiễm tiếp xúc với sinh khối, các tạp chất dạng

huyền phù, không tan (hữu cơ và vô cơ) bị lôi cuốn và bám dính vào với sinh

khối. Quá trình này xảy ra nhanh và phụ thuộc vào điều kiện tiếp xúc (khuấy

trộn) của hệ.

- Tạp chất dạng keo bị hấp phụ trên các tập hợp vi sinh vật.

- Tạp chất tan hấp phụ trên tập hợp vi sinh. Hiện còn tồn tại một số nghi vấn

xung quanh hiện tượng hấp phụ trên sinh khối: chất hữu cơ tan tạo phức chất

dạng enzym với tế bào vi sinh vật hoặc hấp phụ trên bề mặt tế bào theo cơ

chế hấp phụ vật lý, chất hữu cơ tồn tại trên bề mặt hay ở trong tế bào hay ở


~ 147 ~

cả hai trạng thái với tư cách là chất dự trữ. Mức độ hấp phụ cơ chất phụ

thuộc vào nồng độ vi sinh vật, tuổi bùn cũng như bản chất hóa học của chất

hữu cơ. Tốc độ hấp phụ sinh học khá nhanh, đạt cân bằng trong khoảng thời

gian dưới 30 phút.

Sinh khối từ các hệ thống xử lý gián đoạn và dòng đẩy lý tưởng có khả

năng hấp phụ tốt hơn loại từ hệ khuấy trộn đều. Cả ba cơ chế trên bắt đầu hoạt

động ngay từ khi vi sinh vật tiếp xúc với nước thải. Dạng hữu cơ không tan

tiếp tục bị phân hủy (thủy phân) tạo thành các chất nhỏ hơn làm nguyên liệu

cho tổng hợp tế bào và oxy hóa. Thời gian phân hủy phụ thuộc bản chất của

chất hữu cơ và hoạt tính của vi sinh vật. Nhờ có lượng cơ chất dự trữ do hấp

phụ trên sinh khối, tốc độ tổng hợp tế bào hầu như không thay đổi trong một

khoảng thời gian nhất định khi nồng độ cơ chất tan trong nước đã giảm đáng

kể.

Bể chọn lọc vi sinh hoạt động dựa trên nguyên tắc đã trình bày. Trong bể

chọn lọc, sau khi bùn hồi lưu được trộn lẫn với nước đầu vào đạt mật độ vi

sinh bằng với mật độ của khối phản ứng nhưng nồng độ cơ chất thì cao hơn, tỉ

lệ F/M lớn tạo điều kiện thuận lợi cho quá trình hấp phụ vi sinh. Sự chênh lệch

cao của nồng độ cơ chất giữa phía ngoài và trong của tập hợp vi sinh thúc đẩy

dòng khuyếch tán, cung cấp nhiều cơ chất để các loại vi sinh có tính năng keo

tụ tốt phát triển, lấn át loại vi sinh dạng sợi. Vi sinh dạng sợi có khả năng tích

trữ cơ chất thấp hơn so với loại kia. Khi dòng nước thải từ bể chọn lọc thâm

nhập vào hệ xử lý chính thì nồng độ cơ chất tan đã giảm đi nhiều và là nguồn

cung cấp cho cả hai loại vi sinh: dạng sợi và dạng dễ keo tụ, dạng sợi có tỷ

trọng không cao trong môi trường nước phản ứng.

Có nhiều phương pháp tính toán thiết kế bể chọn lọc nhưng cơ bản nhất là

dựa trên tỷ lệ F/M hoặc mức độ tải của sinh khối (bùn) với mục tiêu là tạo đủ

thời gian tiếp xúc giữa sinh khối và cơ chất tan để sinh khối hấp phụ tối đa cơ

chất. Nếu sinh khối hấp phụ được 60 -75% cơ chất tan từ nước nguồn vào thì

quá trình ức chế vi sinh dạng sợi sẽ đạt hiệu quả tốt [22]. Nếu mật độ vi sinh

thấp, lượng cơ chất tan được hấp phụ thấp hơn, nồng độ cơ chất ―lọt‖ vào hệ

xử lý chính cao hơn sẽ thúc đẩy vi sinh dạng sợi phát triển.

Thời gian tiếp xúc (thời gian lưu thủy lực) của bể chọn lọc nằm trong

khoảng 20 - 60 phút, sử dụng một bể hoặc các bể nối tiếp nhau (thường là 3)

trong điều kiện yếm khí, thiếu khí hay hiếu khí đều có tác dụng [11].


~ 148 ~

Khi sử dụng ba bể chọn lọc nối tiếp nhau trong điều kiện hiếu khí, mức độ

tải bùn của các bể chọn lọc đứng sau nên thấp dần, ví dụ [23].

Bể thứ 1: 12 kg COD/(kgSK.d)



Bể chọn lọc dưới điều kiện thiếu khí (giai đoạn công nghệ tiếp ngay sau đó

là giai đoạn thiếu khí - khử nitrat) sử dụng tải lượng thấp hơn vì ngay tại bể

chọn lọc đã xảy ra quá trình khử nitrat:



Bể thứ 3: 1,5 kg COD/(kgSK.d)

Ngoài giải pháp sử dụng bể chọn lọc vi sinh, hiện tượng bùn khó lắng cũng

có thể xử lý bằng cách sử dụng hóa chất: clo hoạt động, hydro peroxit (H2O2),

thay đổi nồng độ oxy trong bể hiếu khí, thay đổi vị trí dòng vào bể hiếu khí để

thay đổi tỉ lệ F/M, bổ xung thêm dinh dưỡng (N, P).

7. 2. 2. Hệ lọc sinh học.

7. 2. 2. 1. Các quá trình cơ bản.

Hệ lọc sinh học có đặc trưng quan trọng nhất là vi sinh vật bám vào bể mặt

của chất rắn, gọi là chất mang, tạo thành màng vi sinh. Màng sinh học là lớp

khá đặc bám vào chất rắn khá chặt để không bị bong tơi. Thời gian lưu thủy

lực (tiếp xúc) với nước ngắn nên vi sinh vật tự do trong nước ít có cơ hội bám

dính vào màng, thường bị rửa trôi theo dòng chảy.

Yếu điểm của kỹ thuật lọc sinh học so với kỹ thuật huyền phù là hiệu quả

xử lý thấp hơn vì trước khi cơ chất được vi sinh vật sử dụng đã xảy ra một loạt

các quá trình chuyển khối: từ nước tới bề mặt màng, khuyếch tán qua màng,

chuyển khối trong lớp lọc. Quá trình chuyển khối không chỉ liên quan đến cơ

chất mà còn của các hợp chất hóa học với tư cách là nguyên liệu (oxy, các chất

dinh dưỡng...) và các sản phẩm đã chuyển hóa. Tốc độ của hầu hết các quá

trình chuyển khối rất chậm, đặc biệt là quá trình khuyếch tán qua màng nên

thường là yếu tố khống chế toàn bộ tiến trình động học xử lý nước thải. Các

quá trình chính cần được quan tâm là: chuyển khối qua màng vi sinh, chuyển


~ 149 ~

khối qua màng thủy lực là hai quá trình liên quan chặt chẽ với hiện tượng

khuyếch tán phân tử.

Khuyếch tán phân tử.

Khuyếch tán là hiện tượng vận chuyển vật chất ở mức độ phân tử do sự

chuyển động nhiệt (động năng) gây nên. Vật chất được chuyển từ nơi có nồng

độ cao tới nơi có nồng độ thấp (trong cùng pha), động lực của quá trình

khuyếch tán là sự chênh lệch nồng độ theo vị trí không gian. Quá trình

khuyếch tán được xem là kết thúc nếu nồng độ của chất khuyếch tán tại mọi vị

trí có giá trị như nhau dưới góc độ vĩ mô (quan sát và đo được) nhưng về thực

chất quá trình khuyếch tán vẫn diễn biến tiếp tục trong trạng thái ổn định.

Ví dụ, ta hãy quan sát một mùi thơm nào đó trong một phòng rộng kín gió:

mùi thơm đậm nhất là ở sát vị trí đặt nó, càng xa mùi thơm càng giảm. Từ vị

trí đặt nó, các phân tử thơm tỏa ra về mọi hướng, và các các phân tử tại các vị

trí xa cũng tỏa về phía nguồn chất thơm. Tuy vậy xác suất các phân tử tỏa về

các hướng là khác nhau. Ở các vị trí gần nguồn mật độ phân tử các chất thơm

cao nên số phân tử tỏa ra các hướng lớn hơn từ các hướng tỏa lại nguồn do mật

độ của chúng càng xa càng thấp.

Hiện tượng khuyếch tán được Fick mô tả qua hai định luật khuyếch tán:

định luật I và định luật II [4, 5].

Định luật I mô tả lượng chất được vận chuyển qua khuyếch tán n (mol) theo

thời gian (t) tỉ lệ thuận với sự chênh lệch nồng độ (C) dọc theo chiều khuyếch

tán dC/dx và tiết diện khuyếch tán A. Phương trình mô tả định luật I có dạng:

dt

dCAD

dt

dn.. (7-81)

D là hệ số khuyếch tán, đơn vị của nó: diện tích/thời gian (cm2.s

-1, m

2.h

-

1...). Dấu (-) chỉ hiện tượng vật lý là khuyếch tán diễn biến về phía nồng độ

thấp.

Phương trình (7-81) được sử dụng để mô tả cho trường hợp ổn định, tức là

trong cả một đoạn đường x nào đó, nồng độ C tại từng điểm trên đó luôn chỉ

có một giá trị trong suốt thời gian phản ứng. Điều đó đồng nghĩa với dC/dx =

C/x hoặc C = Co + k.x (k là hằng số).

Phương trình (7-81) chỉ có thể sử dụng đối với một pha đồng nhất (trong

nước, trong không khí), đối với một hệ chứa nhiều pha (rắn, lỏng, khí) thì cứ

ứng với một pha cần một phương trình mô tả riêng, môi trường ranh giới giữa


~ 150 ~

các pha cũng được mô tả riêng. Hệ số khuyếch tán được giả thiết là không phụ

thuộc vào nồng độ.

Trong trường hợp nồng độ biến động theo thời gian trên từng vị trí do một

vài yếu tố nào đó trên đường khuyếch tán như phản ứng hóa học, quá trình

sinh học (ví dụ tại vị trí nào đó, vi sinh vật tiêu thụ nhiều oxy thì nồng độ oxy

tại đó bị suy giảm) thì quá trình khuyếch tán được mô tả qua định luật thứ II:

CDx

CD

t

C

..

2

2

(7-82)

Phương trình vi phân riêng (7-82) mô tả sự biến động nồng độ theo hai biến

(riêng) là thời gian và tọa độ không gian. C là toán tử Laplace.

Phụ thuộc vào điều kiện ban đầu và điều kiện biên của bài toán, lời giải của

(7-82) rất đa dạng và được sử dụng rộng rãi trong rất nhiều lĩnh vực [18, 19].

Đặc điểm đáng chú ý từ lời giải của (7-82) là sự suy giảm nồng độ do quá

trình khuyếch tán bị tác động đồng thời bởi hai yếu tố (biến số) là thời gian và

vị trí: vị trí càng xa nguồn thì nồng độ càng thấp, thời gian càng dài thì tại một

vị trí nồng độ cũng càng giảm. Tính chất trên được thể hiện:

nn tttxxx :...:::...:: 21

22

2

2

1 , tức là x2/t = hằng số, ý nghĩa của mối quan hệ

trên được hiểu là tại một thời điểm t nào đó ở các vị trí x1, x2, x3 (x1<x2<x3)

nồng độ của chất khuyếch tán tương ứng là C1, C2, C3 giảm dần. Trên cùng

một vị trí x tại các thời điểm khác nhau t1, t2, t3 (t1>t2>t3) nồng độ chất

khuyếch tán tương ứng cũng giảm. Mức độ tăng (giảm) của nồng độ vào t và x

theo tương quan x2/t = hằng số. Ví dụ tại thời điểm 1 giây, nồng độ tại các

điểm x1 = 1cm, x2 = 4 cm, x3 = 9 cm là C1, C2, C3, trong đó C1>C2>C3, khi

thời gian khuyếch tán tăng lên, nồng độ tại x2, x3 tăng theo và C2 = C1 sau 16

giây, C3 = C1 sau 81 giây, tức là 1:42:9

2 = 1: 16:81.

Bằng lý thuyết, Einstein (1905) chứng minh được x2/t = 2D. Cơ chế

khuyếch tán khác nhau trong từng trường hợp là khác nhau: trong pha khí là

do các phân tử va chạm lẫn nhau, trong môi trường nước là do các phân tử

khuyếch tán dịch chuyển (nhảy) từ ―lỗ trống‖ nọ sang ―lỗ trống‖ khác do động

năng của chúng. Chất lỏng nói chung và nước nói riêng có cấu trúc tập hợp

không ổn định về trật tự, ngoài phần thể tích bị phân tử chiếm chỗ còn tồn tại

các lỗ hổng, khi nhiệt độ tăng thì phần thể tích lỗ hổng cũng tăng theo gây hiện

tượng tăng thể tích và tăng khả năng hòa tan đối với nhiều loại chất rắn.


~ 151 ~

Khả năng vận chuyển chất do khuyếch tán phụ thuộc vào trị số của hệ số

khuyếch tán: phân tử nhỏ có tốc độ khuyếch tán cao, cũng như phụ thuộc vào

tương tác giữa chất khuyếch tán với môi trường khuyếch tán: tương tác yếu ở

dạng khí, mạnh hơn ở môi trường chất lỏng, đặc biệt mạnh trong môi trường

chất rắn xốp hoặc đặc.

Giá trị hệ số khuyếch tán trong pha khí (nhiệt độ bình thường) nằm trong

khoảng 0,1 - 1,0 cm2/s, trong chất rắn nằm trong khoảng 10

-8 - 10

-14 cm

2/s [4].

Hệ số khuyếch tán phụ thuộc vào nhiệt độ ở mức độ T0,5

(T là nhiệt độ tuyệt

đối) trong pha khí và dạng hàm mũ đối với khuyếch tán trong pha lỏng và rắn:

D = Do.e-E/RT

(7-83)

Do là hằng số không phụ thuộc vào nhiệt độ.

EA: Năng lượng hoạt hóa cho quá trình khuyếch tán.

R: Hằng số khí.

T: Nhiệt độ tuyệt đối.

Sự thay đổi D theo nhiệt độ phụ thuộc vào giá trị của EA, thay đổi lớn trong

cùng khoảng nhiệt độ khi EA lớn (giá trị của EA thường từ 4 - 10 kcal/mol).

Ngoài cơ chế chuyển khối do khuyếch tán còn tồn tại hầu như đồng thời là

chuyển khối do đối lưu (tự nhiên hoặc cưỡng bức). Ví dụ khi một nồi nước

được đun nóng từ đáy, nước nóng từ dưới được vận chuyển lên phía trên do

nhẹ hơn nước lạnh (đối lưu tự nhiên) hoặc dùng bơm để tạo ra một dòng khí

hay chất lỏng chuyển động (đối lưu cưỡng bức). Đối lưu cưỡng bức thường

được đặc trưng bởi tốc độ dòng thẳng.

Trong một hệ đồng thời xảy ra các quá trình khuyếch tán phân tử, đối lưu

và phản ứng hóa học thì sự biến đổi nồng độ của một chất được mô tả:

)(...2

2

Cfkx

CD

x

Cv

t

C

(7-84)

[So sánh với các phương trình (7-15), (7-16), (7-17)].

Một hệ lọc sinh học bao gồm nhiều pha và bề mặt phân cách pha: giữa các

khối chất mang (hạt) là pha khí (lọc khô) hoặc nước (lọc ngập nước). Trên bề

mặt chất mang là màng vi sinh có độ dày nhất định (0,5-1,0 mm) và khá đặc.

Phía ngoài lớp màng vi sinh là một lớp nước mỏng gọi là màng thủy lực, màng

thủy lực có tính năng về phương diện chuyển khối khác với nước, không khí

hay màng vi sinh. Các quá trình chuyển khối xảy ra trong nước (khí), qua

màng thủy lực, màng vi sinh. Phản ứng hóa học (sinh hóa) xảy ra trong lớp


~ 152 ~

Nồng

độ c

ơ c

hất

S B

ề mặt ch

ất man

g

Màng thủy lực Màng vi sinh Không gian rỗng trong cột

S1

So

màng sinh học. Các quá trình chuyển khối sẽ làm chậm tốc độ phản ứng: tốc

độ chuyển khối nhanh thì kìm hãm ít, tốc độ chuyển khối chậm thì kìm hãm

nhiều. Phần tiếp theo sẽ quan sát một số ảnh hưởng của quá trình chuyển khối

lên hiệu quả xử lý nước thải khi sử dụng kỹ thuật lọc sinh học.

7. 2. 2. 2. Chuyển khối qua màng thủy lực.

Giữa các khối (hạt chất rắn) trong bộ lọc sinh học là các khoảng không gian

rỗng, tùy thuộc vào kích thước vật mang, thể tích rỗng trong bộ lọc có thể

chiếm tới 80 -90% của bộ lọc. Quá trình chuyển khối trong vùng không gian

rỗng phụ thuộc vào kỹ thuật lọc là quá trình khuyếch tán trong pha khí (lọc

khô) hay trong nước (lọc ngập nước) và quá trình chuyển khối cưỡng bức. Tốc

độ chuyển khối do đối lưu cưỡng bức có tốc độ lớn hơn nhiều so với khuyếch

tán và có thể tăng cường khá dễ dàng. Vì vậy trở lực do chuyển khối chủ yếu ở

giai đoạn khuyếch tán qua màng thủy lực và màng vi sinh vật. Hình 7. 8. mô tả

sơ đồ của hai lớp màng trên và phân bố nồng độ của một loại cơ chất nào đó

dọc theo chiều dày của màng.

Trong hình 7. 8, tại x = 0 là bề mặt của chất mang, màng vi sinh vật bám

trên bề mặt đó có độ dày là L1, tiếp đến màng thủy lực (nước) có độ dày là L2,

khoảng cách tiếp theo là vùng không gian rỗng giữa các chất mang. Một cơ

chất nào đó như chất hữu cơ, oxy hoặc chất dinh dưỡng (N, P) được đưa từ

nước thải hoặc từ không khí (oxy) vào vùng không gian rỗng, qua màng thủy

lực và tiếp tục vào màng vi sinh. Cơ chất được tiêu thụ ở trong lớp màng vi

sinh, nói cách khác phản ứng chỉ xảy ra trong màng vi sinh chứ không xảy ra ở

các vị trí khác.


~ 153 ~

L1 L2 x 0

Hình 7. 8. Sơ đồ màng vi sinh và màng thủy lực trong cột lọc sinh học và phân

bố nồng độ trong đó.

Màng thủy lực có độ dày rất nhỏ, chỉ cỡ phần ngàn mm (m), nhỏ hơn

nhiều so với màng vi sinh (0,5-1,0 mm). Màng thủy lực được cấu tạo từ nước

nhưng tính linh động của các phân tử nước trong đó thấp hơn so với nước ở

trạng thái bình thường - khuyếch tán của một chất nào đó qua màng có thể coi

là khuyếch tán của nó trong môi trường nước trong cùng điều kiện.

Nồng độ của chất khuyếch tán ở phía ngoài màng được xem là ổn định, có

giá trị là So, tại phía đầu khác của màng là S1 luôn thấp hơn So (bị tiêu hao) và

vì vậy sẽ xuất hiện quá trình khuyếch tán của cơ chất theo hướng từ ngoài vào

trong lớp màng thủy lực.

Áp dụng định luật khuyếch tán I cho trường hợp trên, phương trình (7-81)

được viết thành:

).(. 1SSdL

dCDn os (7-85)

sn : lượng chất vận chuyển trong một đơn vị thời gian trên một đơn vị tiết

diện [mol.m-2

.s-1

hoặc g.m-2

.s-1

].

: Hệ số chuyển khối; = D/L2 (L2 khó xác định từ thực nghiệm mà chỉ xác

định được D/L2) [m.s-1

].

dL

dCđược thay bằng (So - S1)/L2 là do giả thiết quá trình diễn ra trong trạng

thái ổn định, dC/dx = C/x.

D: hệ số khuyếch tán của cơ chất trong nước [m2.s

-1].

Tốc độ chuyển khối sn tỉ lệ thuận với sự chênh lệch nồng độ (So-S), với

hệ số khuyếch tán D và tỉ lệ nghịch với độ dày (L2) của lớp màng thủy lực.

Lượng chất vận chuyển do khuyếch tán qua màng phụ thuộc tuyến tính vào

tiết diện khuyếch tán A. Với cùng một khối lượng chất mang, kích thước của

chất mang càng nhỏ thì tổng diện tích A trong cột lọc càng lớn, A tương ứng

với diện tích mặt ngoài của chất mang.


~ 154 ~

Giả sử chất mang có dạng hình cầu với bán kính R, khối lượng riêng thì

tiết diện mặt ngoài A của từng hạt là:

.

3

RA (7-86)

A: Diện tích riêng của hạt hình cầu quy theo khối lượng [m2.kg

-1]

: Khối lượng riêng [kg.m-3

].

Với các loại chất mang (đệm sinh học) được tạo thành khối từ các loại

nhựa, ví dụ như dạng tổ ong thì diện tích bề mặt của nó thường được cho biết

với tư cách là chỉ tiêu kỹ thuật của sản phẩm, ví dụ loại 200 m2.m

-3. Đó là tiết

diện hình học của vật liệu mang.

7. 2. 2. 3. Quá trình trong màng sinh học.

Tiếp xúc trực tiếp với màng thủy lực là màng sinh học và phía đối diện là

chất mang đặc chỉ đóng vai trò chất cố định vi sinh, không tham gia vào bất cứ

quá trình chuyển khối hay phản ứng nào của hệ.

Dọc theo chiều dày của màng sinh học xảy ra quá trình khuyếch tán và

đường khuyếch tán kết thúc tại điểm tiếp giáp với chất mang. Nồng độ chất

khuyếch tán giảm từ phía ngoài vào trong do khuyếch tán và do bị tiêu thụ bởi

các phản ứng hóa học xảy ra trong màng. Trong màng xảy ra hai quá trình:

cung cấp nguyên liệu cho phản ứng hóa học do quá trình khuyếch tán, tiêu thụ

nguyên liệu do phản ứng. Khi nguyên liệu cho phản ứng dồi dào, thỏa mãn cho

phản ứng thì phản ứng sẽ xảy ra với tốc độ không kém hơn so với nó trong

trường hợp phản ứng trong thể tích nước. Khi nguồn nguyên liệu không đáp

ứng đầy đủ do khuyếch tán chậm thì tốc độ phản ứng sẽ chậm theo phù hợp

với lượng nguyên liệu được cung cấp. Trong trường hợp này quá trình phản

ứng (xử lý) bị khống chế bởi quá trình khuyếch tán.

Để thiết lập được phương trình toán học mô tả mối quan hệ trên cần phải áp

dụng một số giả thiết:

- Màng vi sinh có tính đồng nhất và có chiều dày là L1.

- Quá trình khuyếch tán có thể mô tả qua định luật khuyếch tán Fick I.

- Hệ số khuyếch tán trong màng không thay đổi, được đặc trưng bởi De.

- Phản ứng hóa học xảy ra trong màng có tính chất không thuận nghịch và

được mô tả qua các phương trình động học thông dụng.


~ 155 ~

- Quá trình xảy ra ở trạng thái ổn định.

Phương trình thăng bằng chất cho một đoạn dx (của L1) được xác lập trên

cơ sở:

Tốc độ khuyếch tán từ x+dx - tốc độ khuyếch tán tại x = tốc độ phản ứng

hóa học xảy ra trong dx.

Điểm x=0 là tại vị trí tiếp giáp với chất rắn, có tên gọ là màng phẳng bán

giới hạn.

Kết quả thu được mô tả phương trình thăng bằng chất dạng vi phân:

De. ivSfkdx

Sd )(.

2

2

(7-87)

vi là tốc độ phản ứng hóa học.

k.f(S) là tốc độ phản ứng. Đối với phản ứng bậc 0, 1, 2 thì tốc độ phản ứng

có các dạng tương ứng k, kS và kS2. (xem 7. 1. 1), k là hằng số tốc độ. Từ (7-

87) ta có:

)(.2

2

SfD

k

dx

Sd

e

(7-88)

(7-88) là phương trình vi phân thường bậc hai và có thể giải theo các

phương pháp tiêu chuẩn. Để thuận lợi cho việc giải phương trình không bị ảnh

hưởng bởi các đơn vị của các thông số, thông số được gọi là modul khuyếch

tán Thiele được định nghĩa:

e

n DSkL /. 1 (7-89)

Với n là bậc của phản ứng hóa học (số nguyên: 0, 1, 2, 3,...). Phương trình

(7-88) viết theo có dạng:

SbSLdx

Sd.. 2

2

22

2

(7-90)

với b = /L.

Lời giải của phương trình tiêu chuẩn (7-88) có dạng:

S = C1.eb.x

+ C2.e-b.x

(7-91)

C1, C2 là các hằng số tích phân và có thể tính được từ các điều kiện biên và

ban đầu [6, 19]:


~ 156 ~

)/.sinh(.tanh)/.cosh( 11

1

LxbbLxbS

S (7-92)

Biển đổi tiếp sẽ nhận được:

b

Lxb

S

S

cosh

)]/1.(cosh[ 1

1

(7-93)

Trong đó: S là nồng độ của chất khuyếch tán dọc theo chiều dài L1, S1 là

nồng độ tại bề mặt ngoài của màng vi sinh x = L1.

Nếu bậc của phản ứng hóa học bằng 0 hay 1 thì modul khuyếch tán Thiele

tương ứng là:

)./()0( 1 eDSkL (7-94)

eDkL /)1( 1 (7-95)

Phương trình (7-93) tính theo (1)có dạng:

).1(cosh]./)1(cosh[ 1

1

LxS

S (7-96)

S là nồng độ dọc theo chiều khuyếch tán, muốn tính cho một phản ứng hóa

học cần phải có giá trị trung bình S trong toàn bộ chiều dày của lớp màng

hoặc lấy tích phân tốc độ phản ứng trong toàn bộ thể tích màng tạo bởi diện

tích với chiều dày của màng.

Lượng chất vận chuyển qua màng vi sinh [định luật khuyếch tán 1, và biểu

thức (7-85)] có thể tính được khi biết được dS/dx, dS/dx có thể tính (vi phân)

từ phương trình (7-96).

Tốc độ phản ứng hóa học trong màng cũng có thể tính theo lập luận đơn

giản hơn: trong trạng thái ổn định, tốc độ phản ứng vi bằng tốc độ vận chuyển

chất từ phía ngoài vào trong màng vi sinh:

1

..Lx

eidx

dSDA

dt

dSv

(7-97)

và tốc độ phản ứng tính trên một đơn vị thể tích màng:

111

1

.tanh

..).tanh.( SLkSbbL

Dvi

(7-98)


~ 157 ~

(1) 1 10

1,0

0,1

Từ phương trình (7-98) cho thấy, phản ứng bậc một trong màng vi sinh

cũng được mô tả như phản ứng bậc 1 theo nồng độ ở phía ngoài màng (S1),

điểm khác là nồng độ trong màng thấp hơn do bị hạn chế bởi quá trình

khuyếch tán.

Giả sử vẫn chính phản ứng đang quan sát xảy ra ở ngoài lớp màng vi sinh

với cùng đặc trưng, chỉ khác duy nhất là nồng độ luôn duy trì là S1 chứ không

phải S (S<S1 do khuyếch tán). Phản ứng xảy ra trong điều kiện đó là phản ứng

hóa học đích thực, vi,s, không có sự tham gia của quá trình khuyếch tán hoặc

quá trình khuyếch tán nhanh hơn tốc độ phản ứng hóa học. Khi đó:

vi,s = k.S1 (7-99)

Tỉ lệ vi/vi,s = được gọi là hệ số hiệu dụng của phản ứng, giá trị của nó phụ

thuộc vào tỉ lệ giữa quá trình khuyếch tán và phản ứng hóa học: tốc độ

khuyếch tán/tốc độ phản ứng lớn thì 1 và ngược lại. Từ (7-98) và (7-99)

tính được :

= tanh (1)/(1) (7-100)

Hệ số hiệu dụng phụ thuộc vào mối tương quan giữa khuyếch tán và phản

ứng trong màng vi sinh. Từ phương trình (7-95) cho thấy (1) không phụ

thuộc vào nồng độ, phụ thuộc tuyến tính với chiều dày của lớp màng, vào căn

bậc hai của k/De. (1) lớn đồng nghĩa với L1 và tỉ lệ k/De lớn, thể hiện quá

trình chuyển khối chậm (L1lớn, De nhỏ) so với quá trình phản ứng (k lớn). (1)

nhỏ thể hiện quá trình khuyếch tán nhanh, mức độ tác động của chuyển khối

lên tốc độ một phản ứng hóa học không lớn.

Mối tương quan giữa hệ số hiệu dụng của phản ứng với modul khuyếch

tán Thiele được thể hiện trong hình 7. 9.


~ 158 ~

Hình 7. 9. Ảnh hưởng của khuyếch tán thông qua modul khuyếch tán Thiele

(1) lên hệ số hiệu dụng của phản ứng hóa học bậc 1.

Từ đồ thị 7. 9 cho thấy khi (1) <1 thì 100%, quá trình ―thấm‖ các chất

vào màng rất thuận lợi.

Tốc độ phản ứng cũng có thể tính theo diện tích màng (A), khi đó mối quan

hệ vs với hằng số tốc độ tính theo thể tích k có dạng:

vs = k. A. L1. . S1 = ks. S1 (7-101)

Với ks là hằng số tốc độ tính theo diện tích màng ks = k. A. L1. . Trong

trường hợp (1) >1 thì 1/(1) nên có thể viết:

1

/

)1(

1

L

kDe

(7-102)

Muốn đạt mức hiệu dụng cao thì L1 phải nhỏ (màng mỏng), De/k cần lớn.

Giá trị (D/k)0,5

có đơn vị là độ dài và có thể xem là độ dài hiệu dụng của

khuyếch tán ứng với công thức Einstein x2/t = 2 D.

Kết hợp (7-101) với (7-102) nhận được:

ks = kDe . (7-103)

Với phản ứng hóa học trong màng vi sinh là bậc 0, người ta có thể chứng

minh:

- Phản ứng khi không bị khống chế bởi khuyếch tán thì phản ứng xảy ra theo

bậc không, không phụ thuộc vào nồng độ.

- Phản ứng bị hạn chế bởi quá trình khuyếch tán thì bậc của phản ứng là 0,5.

Tốc độ phản ứng tính theo diện tích màng trong trường hợp bị hạn chế bởi

khuyếch tán:

5,0

15,0

5,0

15,0 ..2. SDkSkv ess (7-104)

es Dkk .2 5,05,0 (7-105)

k0,5, k0,5s là hằng số tốc độ phản ứng tính theo thể tích hoặc diện tích màng

[20].


~ 159 ~

Trong hai quá trình khuyếch tán: trong màng thủy lực và màng vi sinh, tốc

độ của giai đoạn nào chậm sẽ quyết định tốc độ chung của quá trình xử lý

nhưng nhìn chung giai đoạn có tốc độ chậm hơn thường là giai đoạn khuyếch

tán trong màng vi sinh do hệ số khuyếch tán nhỏ hơn (De 0,8D), lớp màng

dày hơn.

Quá trình xử lý tạp chất trong màng vi sinh vật có diễn biến giống như

trong kỹ thuật phản ứng dạng huyền phù.

Tốc độ phát triển vi sinh vật:

vg, F = SK

SX

s

Fm

.. (7-106)

Tốc độ suy giảm cơ chất cho phản ứng bậc không và bậc một có dạng gần

đúng sau:

Fm

osu XY

kv .'

)0(

(7-107)

F

s

msu X

K

S

YSkv ..

'.)1( 1

(7-108)

S: nồng độ cơ chất.

ko, k1: hằng số tốc độ phản ứng bậc không và một.

XF: nồng độ sinh khối trong màng.

vsu(0), vsu(1) là tốc độ phản ứng bậc không và bậc một.

Các thông số khác giống như trong các phương trình (6-3), (6-6), (6-8) và

(6-13). Các thông số động học đối với quá trình lọc qua màng sinh học có thể

sử dụng trực tiếp từ các giá trị thu được qua phương pháp huyền phù.

So với kỹ thuật dạng huyền phù, nồng độ vi sinh vật trong màng cao hơn

nhiều: trong hệ xử lý bùn hoạt tính nồng độ vi sinh thường nằm trong khoảng

2000-6000 mg/l, trong kỹ thuật lọc giá trị trên là từ 10.000 - 60.000 mg/l.

Điểm khác biệt lớn nhất trong kỹ thuật lọc sinh học so với kỹ thuật huyền phù

là sự tham gia của quá trình khuyếch tán, nó đóng vai trò quan trọng hơn trong

kỹ thuật lọc sinh học. Hệ số khuyếch tán của một cấu tử trong màng vi sinh rất

khó xác định, trong tính toán người ta có thể chấp nhận giá trị bằng 80% hệ số

khuyếch tán của nó trong môi trường nước.


~ 160 ~

Khối lượng riêng của màng sinh học không ổn định vì vậy rất khó xác định,

nó phụ thuộc vào diễn biến của quá trình tạo màng: tạo màng với tốc độ chậm

thì khối lượng riêng của màng lớn và ngược lại.

Ví dụ sau được sử dụng để minh họa phương pháp tính toán hiệu quả của

một quá trình lọc sinh học.

Một hệ lọc dạng nhỏ giọt với diện tích riêng là 100 m2.m

-3. Màng vi sinh có

độ dày 1mm. Các hằng số động học được tra cứu từ tài liệu và có các giá trị

sau:

m = 6d-1

, Ks (COD) = 20 g COD/m3, hiệu suất sinh khối/COD tiêu hao Y =

0,67 gCOD/gCOD. Mật độ sinh khối trong màng tính theo sinh khối hữu hiệu

(VSS) là 40 kgVSS/m3 hoặc nếu tính theo COD (hệ số 1,4) sẽ là 56 kgCOD/m

3.

Mật độ sinh khối tính theo thể tích:

X = 100m2.m

-3. 1.10

-3m. 40 kgVSS/m

3 = 4 kgVSS.m

-3

= 5,6 kgCOD.m-3

Mật độ sinh khối trong trường hợp này không cao hơn so với kỹ thuật bùn

hoạt tính. Muốn đạt mật độ sinh khối cao hơn cần sử dụng vật liệu mang có

kích thước nhỏ, ví dụ với kích thước chất mang trong kỹ thuật dạng lưu thể

(fluidized filter).

- Tính hiệu quả xử lý COD theo thể tích màng hoặc tiết diện màng khi COD

trong nước cần xử lý là 50 g.m-3

.

Vì Ks (20 g.m-3

) rất nhỏ nên phản ứng được xem là bậc không, khi đó tốc độ

xử lý không phụ thuộc vào nồng độ tạp chất bên ngoài.

Sử dụng phương trình (7-107) để tính hằng số tốc độ xử lý:

31

/(50056.67,0

6.

')0( mkgCOD

dX

Ykv F

mosu

màng.d).

- Nếu tính hiệu quả xử lý theo tiết diện màng vi sinh thì phản ứng xảy ra theo

bậc 0,5 do bị ảnh hưởng của quá trình khuyếch tán. Sử dụng phương trình

(7-104), (7-105) với hệ số khuyếch tán

D = 0,4.10-4

m2.d

-1 và giá trị ko vừa tính được:

15,05,043

5,05,0 ..3,610.4,0.10.500.2.2 dmgDkk es

Tốc độ xử lý tính theo tiết diện màng:

)../(4550.3,6. 25,0

5,0 dmgCODSkv ss


~ 161 ~

- Nếu tính theo thể tích của bộ lọc sẽ nhận được:

45.100m2.m

-3 = 4500 gCOD/(m

3.d)

Giá trị 4500 gCOD/(m3.d) ứng với bộ lọc chịu tải cao, chỉ đạt hiệu quả khi

nguồn oxy được đảm bảo.

Khuyếch tán trong màng vi sinh không chỉ xảy ra đổi với một cấu tử mà đối

với tất cả các cấu tử tham gia phản ứng và các sản phẩm hình thành của phản

ứng. Đó là một hệ khuyếch tán hỗn hợp rất khó định lượng trong thực tế.

Trong một hệ đơn giản nhất là oxy hóa chất hữu cơ thì ít nhất đã có hai quá

trình khuyếch tán xảy ra trong màng vi sinh: chất oxy hóa (oxy phân tử) và

chất khử (hữu cơ). Tỉ lệ nồng độ của cả chất khử và chất oxy hóa phải đảm bảo

một giá trị cân đối nào đó (tỷ lượng) thì phản ứng hóa học mới có thể xảy ra,

nếu thiếu một trong hai thành phần thì phản ứng chỉ có thể xảy ra với tốc độ

phù hợp với nồng độ của cấu tử đang bị thiếu là yếu tố quyết định tốc độ một

phản ứng oxy hóa khử. Nồng độ của một trong hai cấu tử hiện có (chưa bị tiêu

thụ) phụ thuộc vào khả năng khuyếch tán (cung cấp) thông qua hệ số khuyếch

tán và sự chênh lệch nồng độ cũng như tốc độ phản ứng hóa học (tiêu thụ) xảy

ra trong màng.

Tỉ lệ nồng độ hiện có của chất oxy hóa (OX) và chất khử (Re) vì vậy có thể

mô tả thông qua tỉ lệ giữa hệ số khuyếch tán và hằng số tốc độ phản ứng của

từng cấu tử:

1.

)(

(Re)

(Re)

)(.

)(

(Re)

(Re)

)(

OXD

D

k

OXk

OXD

D

S

OXS (7-109)

S(OX), S(Re) là nồng độ hiện có của chất oxy hóa và chất khử.

D(OX), D(Re), k(OX), k(Re) là hệ số khuyếch tán và hằng số tốc độ phản

ứng của chất oxy hóa và khử. là hệ số tỉ lượng của phản ứng (cần bao nhiêu

g O2 để oxy hóa 1 g COD).

Nếu tỉ lệ S(OX)/S(Re)>1 thì nồng độ chất oxy hóa đang ở mức dư thừa,

chất khử (COD) đang trong tình trạng thiếu vì vậy nó khống chế tốc độ tổng

thể của phản ứng.

Nếu tỉ lệ trên bằng 1 thì phản ứng xảy ra một cách ―êm thấm‖. Cấu tử có

nồng độ không đáp ứng được cho phản ứng bị tiêu hao nhanh trên đường

khuyếch tán, nó trở về giá trị không tại một điểm nào đó và vì vậy ở lớp sâu

hơn phản ứng không diễn ra. Ví dụ sau minh họa hiện tượng trên:


~ 162 ~

Một hệ xử lý lọc sinh học với nồng độ COD = 150 mg/l. Hệ số khuyếch tán

của chất hữu cơ là 0,4.10-4

m2.d

-1, của oxy là 1,7.10

-4m

2.d

-1. có giá trị à 1,7

gCOD/gO2. Tỉ lệ S(O2)/S(COD) được tính theo (7-109):

gCODgOOD

CODD

CODS

OS/14,0

7,1.10.7,1

10.4,01.

)(

)(

)(

)(24

4

2

2

Phản ứng trên xảy ra hài hòa khi tỉ lệ trên là 0,14, nếu nhỏ hơn tỉ lệ trên là

thiếu oxy cho phản ứng. Trong nước đầu vào, để thỏa mãn cho phản ứng,

nồng độ oxy trong đó phải đạt (tối thiểu) là: 150. 0,14 = 21g/m3. Trong điều

kiện tốt nhất, nồng độ oxy bão hòa trong nước chỉ đạt tới 10 g/m3 (tại 15

oC)

nên lượng oxy cần thiết cho quá trình trên thiếu trên 50%.

Giả thiết là nồng độ oxy khi ra khỏi bộ lọc sinh học là 2 g/m3 thì chứng tỏ

là COD đang thiếu cho phản ứng hóa học tới 14 g/m3 do S(O2)/0,14 =

2,0/0,14 = 14 gCOD/m3.

Qua ví dụ trên cho thấy vai trò của quá trình chuyển khối trong kỹ thuật

phản ứng khi dùng phương pháp cột lọc sinh học.

7. 2. 2. 4. Quá trình động học trong cột lọc sinh học.

Trong một cột lọc sinh học tồn tại đồng thời nhiều quá trình động học và

động lực: cơ chất được đưa từ ngoài vào cột do dòng chảy (đối lưu), khuyếch

tán của cơ chất qua màng thủy lực, khuyếch tán và phản ứng hóa học trong

màng vi sinh vật. Tất cả các quá trình trên xảy ra nối tiếp nhau và đều có ảnh

hưởng đến tốc độ xử lý, tuy nhiên giai đoạn có tốc độ chậm nhất sẽ khống chế

toàn bộ quá trình lọc sinh học: quá trình chậm nhất thường được cho là quá

trình khuyếch tán và hóa học xảy ra ở trong màng vi sinh và về mặt hình thức

được đặc trưng bởi hằng số tốc độ có chứa cả quá trình khuyếch tán [phương

trình (7-105)].

Khi phân tích một quá trình lọc sinh học cần phải tiến hành hai bước sau:

- Xác định yếu tố oxy hoặc cơ chất có vai trò kiểm soát quá trình phản ứng.

- Xác định mức độ sử dụng của màng vi sinh vật hoặc phần màng (tính theo độ

sâu) được sử dụng. Yếu tố này rất quan trọng, ảnh hưởng tới bậc của phản

ứng hóa học.

Từ hai bước phân tích trên sẽ dẫn tới những kết luận mang tính chất định

hướng:


~ 163 ~

Q, S1 Q, S2

- Trong cả hai trường hợp hoặc oxy hay cơ chất có vai trò kiểm soát quá trình

mà màng vi sinh được sử dụng hoàn toàn cho phản ứng (không bị hạn chế

bởi khuyếch tán) thì phản ứng hóa học xảy ra trong màng theo bậc không.

- Trong trường hợp màng chỉ sử dụng được một phần (do khuyếch tán hoặc

thiếu một trong hai cấu tử tham gia phản ứng) thì phản ứng xảy ra theo bậc

0,5 đối với oxy (khi thiếu oxy) hay đối với cơ chất (khi thiếu cơ chất).

Trong trường hợp sử dụng một cột lọc sinh học có đặc trưng khuấy trộn lý

tưởng (ví dụ phản ứng dạng lưu thể, chất mang được đảo trộn đều trong nước),

phản ứng dị thể trong cột lọc (sơ đồ hình 7.10) xảy ra như sau:

Hình 7. 10. Cột lọc sinh học dạng khuấy trộn đều.

Lưu lượng nước thải vào và ra khỏi cột lọc là Q, nồng độ cơ chất tại đầu

vào và ra là S1, S2. V là thể tích của cột lọc, A* là diện tích tổng của màng vi

sinh (diện tích tổng của chất mang). Nếu bỏ qua quá trình chuyển khối trong

màng thủy lực (nhanh) và sử dụng quan hệ thăng bằng chất thì có thể tính

nồng độ đầu ra (S2) tương ứng cho các phản ứng bậc 0, 0,5 và 1 [6].

- Phản ứng bậc không:

vs(0) = ko,s (7-110)

S2 = S1 - Q

Ak so

*

, . (7-111)

- Phản ứng bậc 0,5:

vs(0,5) = k0,5, s.S20,5

(7-112)

S2 =Q

AkS

Q

Ak ss

*

,5,0

1

2*

,5,0 .

2

.

(7-113)

- Phản ứng bậc 1:

vs(1) = k1, s.S2 (7-114)

S2 = *

,1

1

.

.

AkQ

SQ

s (7-115)

V, A*


~ 164 ~

Tốc độ và hằng số động học phản ứng tính theo tổng diện tích của màng vi

sinh tương ứng với bậc của phản ứng, ví dụ vs(0,5) và k0,5, s là tốc độ và hằng

số tốc độ của phản ứng bậc 0,5.

Các phương trình (7-110) đến (7-115) có thể sử dụng để mô phỏng quá

trình xảy ra trong cột lọc sinh học xảy ra theo dạng trộn đều lý tưởng.

Lọc ngập nước với tầng cố định có thể được xem là gắn với trạng thái dòng

đẩy lý tưởng, phương trình thăng bằng chất được thiết lập trên cơ sở:

Lượng cơ chất đầu vào - lượng mất do phản ứng = lượng cơ chất tại đầu ra.

Phương trình toán học mô tả tương ứng:

Q

Av

x

Si .

(7-116)

S: Nồng độ cơ chất trong cột.

Q: Lưu lượng nước chảy qua cột.

A: Tiết diện của cột.

vi: Tốc độ phản ứng của cột lọc tính theo thể tích.

Phương trình (7-116) cũng có thể viết theo dạng không có đơn vị bằng cách

đưa các biến số (x và S) về biến số khác theo một tỷ số nhất định. Ví dụ thay

vì nồng độ S trong cột sử dụng tỷ số S/S1 (S1 là nồng độ đầu vào, có giá trị xác

định):

s = S/S1, X = x/H, H.A = V, = V/Q

H: chiều cao của tầng lọc, V: thể tích tầng lọc, : thời gain lưu thủy lực.

Viết (7-116) theo các biến mới:

.1S

v

X

s i

(7-117)

Thay vi với các bậc phản ứng khác nhau sẽ nhận được lời giải cho s tương

ứng:

- Phản ứng bậc không:

.1S

k

X

s o

(7-118)

s = 1 - XS

ko ..1

(7-119)


~ 165 ~

E = XS

ks

S

SS o ..111

1

(7-120)

Trong đó E là hiệu suất xử lý.

- Phản ứng bậc 0,5:

5,05,0

5,0

1

5,0.s

S

k

X

s

(7-121)

s =

2

5,0

5,0..

2

11

X

S

k (7-122)

E = 1 -

2

5,0

5,0..

2

11

X

S

k (7-123)

- Phản ứng bậc một:

skX

s.1

(7-124)

Xkes

..1

(7-125)

Các mối tương quan trên thể hiện sự ràng buộc giữa hiệu quả xử lý E với

thời gian lưu thủy lực , phụ thuộc vào bậc của phản ứng và nồng độ cơ chất

đầu vào. Trong một cột lọc sinh học, phản ứng hóa học trong đó có thể xảy ra

theo một bậc duy nhất nhưng cũng có trường hợp xảy ra đồng thời phản ứng

với các bậc khác nhau trong lớp màng vi sinh vật. Ví dụ ở gần vùng đầu vào

của cột lọc nồng độ của cơ chất còn đủ lớn tạo điều kiện cho khuyếch tán tới

tận điểm cuối cùng sâu trong lớp màng. Trong vùng đó phản ứng hóa học là

bậc không. Vùng phía dưới xa về phía đầu vào, nồng độ cơ chất đã giảm, quá

trình khuyếch tán chậm lại, mức độ hoạt động của màng vi sinh giảm theo, khi

đó cơ chế phản ứng chuyển về bậc 0,5. Phía về sát cuối cột lọc nồng độ giảm

tới mức cơ chế phản ứng có thể chuyển thành bậc 1 trong màng vi sinh.

Khi vận hành một bộ lọc sinh học có trường hợp cần hồi lưu bùn và có

trường hợp không cần thiết.

Không cần thiết phải hồi lưu bùn khi nồng độ vi sinh vật lớn, diện tích

màng (chất mang) lớn và khi đó không cần tới giai đoạn lắng thứ cấp. Trong

trường hợp nồng độ bùn thấp, lượng oxy không đảm bảo, bùn trôi theo nước

thì cần phải hồi lưu bùn từ bể lắng thứ cấp.


~ 166 ~

7. 2. 2. 5. Kỹ thuật lọc nhỏ giọt.

Một cột lọc sinh học chỉ hoạt động có hiệu quả khi đáp ứng được các tiêu

chí:

- Vi sinh vật phải được cố định (bám) trên chất mang với mật độ cần thiết do

quá trình xử lý đòi hỏi.

- Tiếp xúc tốt giữa nước thải chứa cơ chất và màng vi sinh vật bám trên chất

mang.

- Kiểm soát được sự phát triển của màng vi sinh sao cho không để xảy ra hiện

tương bị tắc hoặc bị rửa trôi.

- Cung cấp đủ oxy cho nước để đáp ứng nhu cầu cho phản ứng xảy ra trong

màng.

Nhìn chung vi sinh vật có khả năng bám dính tốt trên bề mặt chất mang,

chất mang thông dụng gồm ba loại vật liệu chính là đá, gỗ và nhựa. Chọn lựa

một loại chất mang thích hợp cho một mục tiêu xử lý cụ thể phần lớn dựa vào

kinh nghiệm thực tế. Chất mang có tính bám dính kém là nguyên nhân trực

tiếp của quá trình rửa trôi vi sinh theo dòng nước. Chủng loại vi sinh không có

tác dụng xử lý mà có khả năng bám dính cao cũng là điều không mong đợi.

Chọn vật liệu không thích hợp sẽ gây ra nhiều khó khăn trong giai đoạn khởi

động hệ thống. Để đạt được hiệu quả xử lý không chỉ cần có sự tiếp xúc tốt

giữa nước với màng vi sinh vật mà còn đòi hỏi nước tiếp xúc với màng phải là

loại nước mới chưa được xử lý. Để đạt mục tiêu này thì phải thực hiện: cố định

pha tĩnh và nước chảy qua (lọc tầng tĩnh) hoặc chất mang chứa màng vi sinh

chuyển động liên tục trong nước (dạng đĩa quay sinh học) hoặc cả hai pha

cùng chuyển động (dạng phản ứng lưu thể). Hiệu quả xử lý phụ thuộc vào

phương thức vận hành nêu trên.

Lọc nhỏ giọt là kỹ thuật thông dụng trong xử lý nước thải bậc hai với nhiều

phiên bản khác nhau. Hệ phản ứng lọc nhỏ giọt bao gồm ba pha: chất rắn

(màng vi sinh bám trên chất mang), nước thải chứa cơ chất cần xử lý và khí

(khoảng rỗng của tầng chất rắn).

Tầng lọc chất rắn là tầng cố định, thường là vật liệu bằng đá với kích thước

5 - 20 cm với chiều cao từ 1,2 - 2,5 m (thường là 1,8 m) hoặc vật liệu nhựa với

các kiểu cấu hình khác nhau, chiều cao của tầng lọc từ 4 - 12 m.

Nước thải được phân tán thành các giọt nhỏ, phun đều lên toàn bộ tiết diện

của cột lọc - trên bề mặt của chất mang và được thu lại ở dưới đáy của bể lọc.


~ 167 ~

Không khí thâm nhập vào bể lọc từ phía dưới đáy lên trên tạo ra dòng khá ổn

định. Biện pháp tăng cường dòng khí bằng các kỹ thuật cưỡng bức ít được sử

dụng trong thực tế vì do sự chênh lệch nhiệt độ giữa tầng tĩnh, nước thải và

không khí xung quanh tạo điều kiện cho quá trình đối lưu (tự nhiên) của không

khí diễn ra thuận lợi, đủ khả năng cấp khí cho phản ứng xảy ra. Cấp khí cưỡng

bức chỉ thực hiện khi nồng độ cơ chất quá cao, kích thước vật liệu mang nhỏ.

Lọc nhỏ giọt có hiệu quả cao về phương diện cố định vi sinh vật, khả năng

tiếp xúc giữa nước và màng vi sinh và hiệu quả hấp thu oxy của nước.

Hệ thống thu gom nước đã xử lý có nhiệm vụ gom nước và các chất rắn

chứa trong nước, các thành phần không tan từ nước thô và vi sinh vật bị rửa

trôi từ chất mang trong quá trình xử lý. Ngoài ra, cấu trúc của hệ gom nước

cũng ảnh hưởng tới quá trình lưu thông khí trong bể lọc nhỏ giọt. Nước thu

gom được đưa về bể lắng để tách phần chất rắn không tan. Trong thực tế vận

hành một lượng nước đã xử lý trước hoặc sau lắng được quay vòng trở lại trộn

với dòng nước thô chưa xử lý nhằm pha loãng nồng độ cơ chất hoặc tăng

cường hiệu suất xử lý.

Chất hữu cơ trong nước thải trước tiên được hấp phụ trên màng vi sinh vật

và được phân hủy. Ở phía ngoài của màng (0,1 - 0,2 mm) chất hữu cơ hoặc cơ

chất nào đó được các chủng loại vi sinh hiếu khí phân hủy. Khi vi sinh vật phát

triển mạnh, lớp màng trở nên dày hơn, lượng oxy khuyếch tán vào màng bị

tiêu thụ hết nên ở lớp sâu hơn các chất hữu cơ sẽ bị phân hủy trong điều kiện

yếm khí hoặc thiếu khí.

Khi độ dày của màng tiếp tục tăng, ở lớp sâu gần sát bề mặt chất mang, chất

hữu cơ không thể khuyếch tán tới đó do bị tiêu hao ở phía ngoài, vi sinh vật tại

đó không còn được cung cấp cơ chất từ ngoài vào, lúc đó sẽ xảy ra quá trình

phân hủy nội sinh, chúng mất khả năng bám dính vào chất mang và xảy ra quá

trình bong lớp màng. Dòng nước bóc lớp màng vi sinh khỏi chất mang và giai

đoạn tạo lớp màng mới lại bắt đầu. Tiến trình bong lớp màng phụ thuộc vào

các yếu tố: tải lượng thủy lực và tải lượng cơ chất, tải lượng thủy lực gây ra

lực trượt, tải lượng hữu cơ tác động đến tốc độ trao đổi chất. Trong khi thiết

kế, thông số tải lượng thủy lực là yếu tố quan trọng để đạt được màng vi sinh

đồng nhất.

Trong bể lọc nhỏ giọt tồn tại nhiều tập đoàn vi sinh vật: hiếu khí, yếm khí,

tùy nghi cũng như nấm, tảo, động vật nguyên sinh, kể cả các loại động vật bậc

cao hơn như giun, ốc sên (loại rất thích ăn màng vi sinh vật). Số lượng của loại


~ 168 ~

vi sinh tùy nghi chiếm tỉ trọng cao, cùng với loại yếm khí và hiếu khí, chúng

tham gia tích cực vào quá trình phân hủy chất hữu cơ.

Vai trò xử lý của nấm chỉ đáng kể trong điều kiện pH thấp hoặc đối với một

vài loại nước thải đặc biệt nào đó.

Tảo cũng có thể phát triển trên bề mặt của bộ lọc, nơi tiếp xúc với nhiều

ánh sáng.

Phụ thuộc vào tải lượng thủy lực và tải lượng chất hữu cơ, kỹ thuật lọc nhỏ

giọt được phân chia thành các dạng: tốc độ tiêu chuẩn (thấp), tốc độ trung

bình, tốc độ cao, siêu cao và kỹ thuật bong màng vi sinh. Kỹ thuật ghép nối

trực tiếp hai bể lọc nhỏ giọt hiện nay hay được sử dụng. Đặc trưng thiết kế và

vận hành của các dạng khác nhau được trình bày trong bảng 7. 4.

Bảng 7. 4. Đặc trưng cơ bản của các dạng bể lọc nhỏ giọt [3].

Ghi chú (*) theo tiêu chuẩn thiết kế của Đức [6].

Thông số Lọc

chậm

Trung

bình

Cao tải Siêu cao

tải

Bong

màng

Nối

ghép

Chất mang đá, xỉ đá, xỉ đá nhựa nhựa,

gỗ

đá,

nhựa

Tải thủy lực

(l.m-2

.h)

50-150 150-400 400-1600 500-3000 2000-8000 400-1600

Tải hữu cơ

gBOD/(m3.d)

15-75

(200)*

50-90

(200-450)*

100-200

(450-750)*

100-300

(>750)*

300-1500 40-130

Chiều cao

(m)

1,8-

2,5

1,8-2,5 0,9-1,8 3,0-12,0 4,5-12,0 1,8-2,5

Tỷ lệ hồi lưu 0 0-1 1-2 1-2 1-4 0,5-2,0

Bong màng thỉnh

thoảng

thỉnh

thoảng

liên tục liên tục liên tục liên tục

Hiệu quả xử

lý (%)

80-90 50-70 65-85 65-80 40-65 85-95

Mức độ nitrat

hóa

tốt một

phần

kém kém không tốt

Lọc chậm được thực hiện với tải trọng thủy lực và hữu cơ thấp, không sử

dụng kỹ thuật hồi lưu, tầng chất lọc thấp. Thời gian lưu thủy lực ngắn (2-3


~ 169 ~

phút). Khi vận hành gián đoạn thì không được để khô quá 2 giờ. Vi sinh vật

chỉ phát triển chủ yếu ở tầng trên (0,6-1,2 m), phía dưới phát triển loại vi sinh

tự dưỡng oxy hóa amoniac vì vậy khi đạt được điều kiện thuận lợi kỹ thuật lọc

chậm xử lý được cả chất hữu cơ và quá trình nitrat hóa cũng xảy ra.

Lọc trung bình hoặc cao tải chịu được tải lượng hữu cơ lớn do áp dụng

dòng tuần hoàn để pha loãng nước nguồn thải. Vận hành hệ thống được thực

hiện liên tục, tuy nhiên cũng có thể vận hành ngắt đoạn.

Lọc cao tải với mức tải lượng hữu cơ rất cao so với lọc chậm. Tốc độ hồi

lưu lớn đảm bảo cho hiệu quả xử lý như trong trường hợp lọc chậm hoặc trung

bình. Tốc độ hồi lưu bùn lớn làm thông thoáng bể lọc, bớt hấp dẫn các loại côn

trùng. Vật liệu lọc có thể sử dụng là đá hoặc nhựa. Cấu trúc bể thường là hình

trụ và phương thức vận hành là liên tục.

Lọc siêu cao tải chịu tải rất lớn cả về thủy lực lẫn tải lượng hữu cơ. Điểm

khác biệt quan trọng nhất của kỹ thuật lọc siêu cao tải và lọc cao tải là ở tải

lượng thủy lực và chiều cao của tầng lọc. Do chiều cao lớn nên vật liệu lọc

được sử dụng là loại nhựa tổng hợp.

Kỹ thuật lọc bóc màng vi sinh là kỹ thuật lọc cao tải cho tải lượng hữu cơ

lớn hơn 1,6 kg.m-3

.d-1

, tải thủy lực tới 8000 l.m-2

.h-1

. Kỹ thuật này thường

được sử dụng trong trường hợp ghép sau nó là kỹ thuật xử lý bậc hai (bùn hoạt

tính), nó được xem là bước tiền xử lý nhằm tiết kiệm oxy cho giai đoạn sau.

Chất mang sử dụng chủ yếu là nhựa.

Kỹ thuật ghép nối tiếp với bể lắng trung gian để tách chất rắn từ bể lọc

được sử dụng đối với loại nước thải có độ ô nhiễm cao hoặc với mục đích oxy

hóa amoniac. Bể lọc đầu tiên chủ yếu để loại bỏ BOD, bể kế tiếp sau để nitrat

hóa do sự cạnh tranh oxy hóa của chủng vi sinh dị dưỡng cao hơn so với

chủng tự dưỡng.

Bể lọc sinh học theo kỹ thuật nhỏ giọt được chia thành hai loại chính: thông

dụng và tháp lọc.

Lọc nhỏ giọt thông dụng là sử dụng vật liệu lọc từ đá, sỏi, xỉ có kích thước

nhỏ (5 - 20 cm), tầng lọc thấp (2 - 3m). Các kỹ thuật lọc chậm, trung bình, cao

tải được liệt vào lọc nhỏ giọt thông dụng phụ thuộc vào tải lượng thủy lực và

hữu cơ mà bộ lọc gánh chịu. Chất lượng thải nhìn chung là cao.

Tháp lọc nhỏ giọt là một phiên bản của lọc nhỏ giọt thông dụng, khác ở

điểm là độ rỗng (xốp) của tầng lọc rất lớn do sử dụng vật liệu nhựa làm chất

mang. Diện tích bề mặt riêng của nhựa, tùy loại sản phẩm dao động 80 - 200


~ 170 ~

m2/m

3, lớn hơn so với vật liệu trong lọc thông dụng (40 - 100 m

2/m

3). Chất

lượng xử lý kém hơn so với dạng trên và khả năng oxy hóa amoni thấp nên

thường được nối ghép với xử lý bùn hoạt tính.

Tính toán thiết kế và vận hành hệ thống lọc nhỏ giọt chủ yếu là do kinh

nghiệm dựa trên hai đặc trưng cơ bản là tải trọng thủy lực và tải lượng hữu cơ

(xem bảng 7. 4).

Các nhà nghiên cứu đã có rất nhiều cố gắng xây dựng các mô hình tính toán

cho quá trình lọc nhỏ giọt. Từ các công trình nghiên cứu phục vụ quân đội

trong chiến tranh thế giới II (1946), các nhà khoa học thuộc ủy ban nghiên cứu

quốc gia Mỹ (National Research Council, NRC) thiết lập được mối quan hệ

toán học (kinh nghiệm) dự đoán hiệu quả xử lý của kỹ thuật lọc nhỏ giọt.

Công thức kinh nghiệm có dạng cho bể lọc nhỏ giọt một giai đoạn hoặc giai

đoạn 1 của hệ lọc nối tiếp hai giai đoạn:

)./(0561,01

1001

FVWE

(7-126)

2)10/1(

1

R

RF

(7-127)

Trong đó:

E: Hiệu quả xử lý BOD tại 20oC (%).

W: Tải lượng hữu cơ của bể lọc (lb.d-1

).

V: Thể tích tầng lọc (103.ft

3).

F: Hệ số hồi lưu.

R: Tỷ lệ hồi lưu, QR/Q với QR là tốc độ dòng hồi lưu và Q là tốc độ dòng

thải ở đầu vào.

Hệ số hồi lưu F mang ý nghĩa là số lần trung bình chất hữu cơ trong nước

được tiếp xúc với tầng lọc. Giá trị R/10 được rút ra từ thực nghiệm do khả

năng xử lý chất hữu cơ giảm đáng kể khi số lần lọc quay vòng tăng lên.

Trong phương trình kinh nghiệm (7-126), còn gọi là phương trình NRC,

không thể hiện tính hợp chuẩn về đơn vị nên xuất hiện các hệ số, các hệ số (ví

dụ 0,561) tương ứng với đơn vị tính. Khi tính toán theo hệ đơn vị của Mỹ (lb,

ft) thì sử dụng trực tiếp công thức trên, khi tính theo đơn vị của hệ SI cần phải

chuyển đổi đơn vị: 1lb (pound) = 0,4536g, 1ft (foot) = 0,3048m, 1ft3 =

28,3168 lít.


~ 171 ~

Hiệu quả xử lý của giai đoạn 2:

E2 =

FV

W

E .

'

1

561,01

100

1

(7-128)

E2: Hiệu quả xử lý giai đoạn 2. (20oC).

E1: Hiệu quả xử lý của giai đoạn 1.

W’: Tải lượng hữu cơ của giai đoạn 2 (lb/d).

Ảnh hưởng của nhiệt độ lên hiệu quả xử lý có thể tính theo công thức:

20

20 )035,1.( T

T EE (7-129)

ET, E20: hiệu quả xử lý tại T(oC) và 20

oC.

Bài toán: Xác định kích thước bể lọc nhỏ giọt khi xử lý một nguồn nước

thải sinh hoạt có nồng độ BOD = 200 mg/l, tiêu chuẩn thải là 25 mgBOD/l.

Xử lý được tiến hành theo hai giai đoạn, chiều cao của tầng lọc của cả hai bể

lọc là (1,83m) (6ft); tỉ lệ hồi lưu R là 2: 1. Công suất xử lý Q: 7570 m3.d

-1 (2

triệu gallon.d-1

, 1 gallon = 3,785l). Nhiệt độ xử lý: 20oC, giả thiết E1 = E2.

Lời giải:

Tính hiệu suất xử lý E1, E2:

- Hiệu suất tổng thể: %5,87875,0200

25200

- Hiệu suất xử lý của từng bể:

E1 + E2.(1 - E1) = 0,875

E1 = E2 = 0,646 (64,6%)

- Tính hệ số hồi lưu F:

08,22,1

21

)10/1(

122

R

RF

- Tải lượng hữu cơ của giai đoạn 1:

W = Q. Co = 0,2 kg. 7570 m3.d

-1 = 1510 kg.d

-1 = 3337 lb.d

-1

- Thể tích của bể lọc đầu:


~ 172 ~

208.

3337561,01

100646,0

.561,01

1001

VFV

WE

V = 16,81. 103. ft

3 = 476 m

3.

- Đường kính của bể lọc thứ nhất:

)8,59(2,1883,1.14,3

476.4

.

.4 3

ftmm

m

h

Vd

trong đó:

V là thể tích của bể lọc đầu.

h: chiều cao của bể lọc đầu.

- Tính tải lượng hữu cơ của bể thứ hai:

W’ = (1 - E1).W = 0,354. 1510 = 535 kg.d-1

= 1181 lb.d-1

.

- Tính thể tích bể lọc thứ hai:

208.

1181

646,01

561,01

1006,64

.

'.

1

561,01

100

1

2

V

FV

W

E

E

V = 47,49. 103 ft

3 = 1344 m

3

- Đường kính của bể lọc 2:

d = 30,58 m = 104 ft.

- Tính tải lượng hữu cơ cho từng bể.

Bể 1: 1510 kg.d-1

/476 m3 = 3,17 kgBOD.m

-3.d

-1

Bể 2: 535 kg.d-1

/1344 m3 = 0,398 kgBOD.m

-3.d

-1

- Tính toán tải lượng thủy lực.

Bể 1: 12

2

13

..1213260.24

.10.7570

hmlm

dl

Bể 2: = 12

2

13

..429734.24

.10.7570

hmlm

dl

lưu lượng

diện tích x bể 1


~ 173 ~

Các nhà nghiên cứu của Đức [21], dựa trên kinh nghiệm thực tế cho rằng có

thể đánh giá hiệu quả xử lý theo tiêu chí tải lượng hữu cơ theo công thức:

E(%) = 93- 0,017 x tải lượng hữu cơ (gBOD.m-3

.d-1

). (7-131)

Với tải lượng hữu cơ nhỏ hơn 1000 g BOD.m-3

.d-1

. Phương pháp xác định

như trên chứa rất nhiều yếu tố rủi ro, không chắc chắn.

Đánh giá hiệu quả xử lý trên cơ sở chất mang là đá, sỏi rất khó khăn vì tính

chất không đồng đều của chúng. Sử dụng vật liệu nhựa với các cấu hình khác

nhau dễ kiểm soát các thông số hơn. Nhiều nghiên cứu đã được thực hiện

nhằm đánh giá hiệu quả xử lý khi sử dụng vật liệu này. Eckenfelder, Germain

và Schultz là những người có công phát triển mô hình trên [3, 11, 22].

Mô hình của các tác giả trên xuất phát từ mối quan hệ:

Xử lý cơ chất chỉ đạt hiệu quả trong thời gian chúng tiếp xúc với màng vi

sinh vật.

Thời gian tiếp xúc hay thời gian lưu thủy lực (tiếp xúc với màng) sẽ tỉ lệ

với chiều cao của tầng lọc H, với tải lượng thủy lực T và cấu tạo của tầng lọc.

nT

HCt

. (7-132)

C, n là các hằng số liên quan tới diện tích và cấu hình của vật liệu mang.

Khi nghiên cứu hiệu quả của vật liệu mang với nhiều loại cấu hình khác

nhau cho thấy:

C = C’. Am

(7-133)

Trong đó A là diện tích riêng của vật liệu mang (m2.m

-3). Với vật liệu có

dạng hình cầu (đá, nhựa...) khi màng vi sinh chưa bám lên thì C’ có giá trị là

0,70 và m có giá trị là 0,75. Với các dạng khác thì các giá trị của C’, m sẽ thay

đổi.

Giá trị n giảm khi diện tích riêng giảm. Kết hợp hai phương trình (7-132),

(7-133) được:

n

m

T

AC

H

t '. (7-134)

Thời gian tiếp xúc T tăng đáng kể khi có mặt màng vi sinh vật bám trên

chất mang, có thể cao hơn đến bốn lần so với vật liệu cùng loại không chứa

màng vi sinh vật.


~ 174 ~

Để tránh bị tắc, vật liệu mang cần phải có diện tích lớn, ví dụ để xử lý BOD

cần loại ít nhất có diện tích 98 m2.m

-3 hoặc để nitrat hóa diện tích chất mang

phải trên 328 m2/g [22].

Chiều cao của tầng lọc có thể tới 12m, tải thủy lực cao tới 9,6 m3.m

-2.h

-1.

Vật liệu chất mang bằng nhựa có hai cấu hình cơ bản: hướng dòng nước chảy

dọc (xuôi) và chảy ngang. Loại cấu hình chảy ngang đem lại hiệu quả xử lý

cao hơn do tăng thời gian tiếp xúc khi nước thải chảy qua bể lọc.

Mô hình dòng đẩy lý tưởng (xem 7. 1. 3, 7. 2. 1. 3) có thể áp dụng cho

trường hợp lọc nhỏ giọt khi chấp nhận các điều kiện:

- Diện tích tiếp xúc có giá trị không đổi.

- Tầng lọc có cấu trúc đồng nhất, màng vi sinh phủ đều trên chất mang. Đòi

hỏi này rất khó thỏa mãn khi sử dụng vật liệu đá làm chất mang. Để có thể

chừng mực nào đó thỏa mãn điều kiện này thì toàn bộ diện tích chất mang

cần được thấm ướt, đồng nghĩa với mức tải lượng thủy lực cao (tối thiểu 1,2

m3.m

-2.h

-1).

- Để thỏa mãn điều kiện thứ hai cũng đòi hỏi bể được lọc liên tục với tốc độ

đều. Eckenfelder và Albertson chỉ ra rằng với tải lượng thủy lực đủ để làm

ướt đều tầng lọc thì hiệu quả xử lý BOD sẽ không phụ thuộc vào chiều cao

của tầng lọc và hằng số tốc độ phản ứng k phụ thuộc vào chiều cao theo

quan hệ:

5,0

2

112 .

H

Hkk (7-135)

k1, k2 là hằng số tốc độ phản ứng (thường được xác định từ thí nghiệm

pilot) tại vị trí độ cao H1 và H2.

Biểu thức (7-135) rất khó thỏa mãn khi độ dày của màng vi sinh tăng vì tạo

ra các đường tắt, tạo rãnh trong bộ lọc.

Giả thiết diện tích màng vi sinh tỉ lệ thuận với diện tích chất mang, áp dụng

mô hình dòng lý tưởng, sử dụng giá trị thời gian lưu thủy lực từ biểu thức (7-

132) sẽ nhận được mối tương quan:

o

n

o

STHAkS

S./..exp( ) (7-136)


~ 175 ~

Trong phương trình (7-136) tải lượng thủy lực T bao gồm cả dòng vào và

dòng hồi lưu. Nếu sử dụng dòng hồi lưu nồng độ BOD của đầu vào sẽ bị pha

loãng thành:

R

SRSS o

o

1

.' (7-137)

So’, So, S là nồng độ COD sau khi pha loãng, của nguồn nước chưa xử lý và

sau xử lý. R là tỉ lệ giữa lưu lượng hồi lưu và dòng cần xử lý.

Khi tiến hành hồi lưu, kết hợp hai phương trình (7-136) và (7-137) sẽ

nhận được:

)./..exp(.)1(

)./..exp(

o

n

o

n

o STHAkRR

STHAk

S

S

(7-138)

Kết quả nghiên cứu cũng chỉ ra rằng hiệu quả xử lý của bộ lọc nhỏ giọt liên

quan với tải lượng hữu cơ TH theo:

)/.exp( H

o

TAkS

S (7-139)

Germain và Schultz tổng quát hóa dạng phương trình mô tả cho kỹ thuật lọc

nhỏ giọt:

n

v

o

e QHkS

S ..exp 20 (7-140)

Se, So là nồng độ BOD tại đầu ra và vào của cột lọc.

k20 là hằng số tốc độ phản ứng tại chiều cao bằng H ở 20oC. Qv là tốc độ

dòng tính theo tiết diện bề mặt lọc m3. m

-2.h, Qv = Q/Ac với Q là tốc độ tính

theo thể tích (m3.h

-1), Ac là tiết diện của bể lọc. n là hằng số thí nghiệm,

thường là 0,5.

Ví dụ [3].

Tính toán diện tích cho tầng lọc có chiều cao là 6,096 m (20 ft) và 9,144 m

(30 ft). BOD đầu vào là 300 mg/l, tiêu chuẩn thải là 25 mg/l. Giả thiết là hằng

số tốc độ k20 có giá trị cho cả hai trường hợp trên là 0,165 (l.min-

1)0,5

.[0,085(gal/min)0,5

]. Lưu lượng xử lý Q = 7570 m3.d

-1.

Giải:

- Xác định tiết diện cho tầng lọc có chiều cao 6,096m.


~ 176 ~

Sử dụng phương trình (7-140)

]..exp[ 20

n

v

o

e QHkS

S

Thay thế Qv = Q/A, tính A:

n

oe

Hk

SSQA

/1

20.

)/ln(

Thay thế các giá trị Se, So, n = 0,5, H, Q tính theo l.min-1

(7570m3.10

3l.m

-

3/1440 min.d

-1 = 5,25l.min

-1)

A = 275 m2.

- Xác định tiết diện lọc cho tầng lọc có chiều cao 9,144m.

- Xác định k20 cho tầng lọc 9,144 m [phương trình (7-129)].

1

5,05,0

30

202030 min.135,0

144,9

096,6.165,0.

l

H

Hkk

Thế các số liệu và tính toán như trên sẽ nhận được A:

A = 186 m2

Hiệu quả sử dụng oxy.

Oxy được chuyển tải từ ngoài vào bộ lọc thông qua đối lưu đến bề mặt

màng thủy lực và khuyếch tán vào trong màng vi sinh. Tốc độ chuyển tải oxy

liên quan đến quá trình hòa trộn dòng nước và khí nên có thể cho rằng tải thủy

lực và cấu hình của chất mang là các yếu tố tác động lên quá trình. Kết quả

nghiên cứu từ thực nghiệm chỉ ra mối quan hệ sau đối với nhiều loại vật liệu

lọc:

).( lsc CCKdH

dC (7-141)

C, Cl, Cs là nồng độ oxi tại độ cao H, oxy trong nước chảy qua tầng lọc và

nồng đọ oxy bão hòa trong nước. Kc là hệ số tốc độ chuyển khối.

Lấy tích phân (7-141) tại các vị trí độ cao khác nhau (1, 2) nhận được:

)(exp

)(12

2

1 HHKCC

CCc

ls

ls

(7-142)

Hệ số chuyển khối Kc phụ thuộc vào tải lượng thủy lực, giảm gần như

tuyến tính khi tải lượng thủy lực tăng.


~ 177 ~

Lượng oxy vận chuyển tính theo khối lượng trên một đơn vị thời gian và

theo thể tích tầng lọc N được tính:

N = 0,06Ko.(Cs - Cl). T (7-143)

N tính theo kg O2/(m3.h)

Kc tính theo m-1

T tính theo m3.m

-2.min

-1

Nồng độ oxy tính theo mg/l.

Hoạt tính xử lý của màng vi sinh vật bị giới hạn trong vùng màng có mặt

oxy (hiếu khí) và bề dày của lớp hiếu khí phụ thuộc vào lượng oxy được vận

chuyển từ nước vào và mức độ tiêu hao do phản ứng hóa học.

Hoạt tính của màng sinh học được đánh giá thông qua mức độ sử dụng oxy

của nó, ví dụ đối với nước thải sinh hoạt tốc độ sử dụng của màng là 0,028 mg

O2/(cm2.h), với nước thải dịch đen từ bể phôt đã pha loãng có tải lượng hữu cơ

6,41 kg BOD/(m3.d) tốc độ sử dụng oxy là 0,0434 mg O2/(cm

2.h) [23].

Độ dày của lớp màng mà oxy có thể khuyếch tán đến được có thể xác định

qua mối quan hệ:

HD = .

.2

su

le

v

CD (7-144)

HD: chiều sâu của màng vi sinh mà oxy khuyếch tán tới.

De: hệ số khuyếch tán của oxy trong màng vi sinh.

Cl: nồng độ oxy trong nước chảy qua bộ lọc.

: khối lượng riêng của màng.

vsu: tốc độ sử dụng oxy của màng.

Sử dụng phương trình (7-143), (7-144) có thể xác định nồng độ BOD tối đa

cho quá trình lọc nhỏ giọt. Ví dụ lượng oxy hoàn toàn thỏa mãn cho cột lọc

nhỏ giọt có tải lượng hữu cơ tới 8,7 kgBOD.m-3

.d-1

với tầng lọc có diện tích 98

m2.m

-3. Để an toàn có thể lắp thêm quạt gió.

Với nước thải có độ ô nhiễm cao cần phải hạn chế nồng độ để tránh tạo ra

các vùng yếm khí rộng trong màng bằng cách tăng cường tỉ lệ hồi lưu nước.

Phụ thuộc vào khả năng sinh hủy của chất hữu cơ BOD khả năng chịu đựng

được nằm trong khoảng 600 - 1200 mg/l.

Tốc độ xử lý BOD trong kỹ thuật lọc nhỏ giọt thường là thấp vì vậy nên

hiệu quả kinh tế sẽ đạt thấp khi cần xử lý để đạt hiệu suất cao (ví dụ giảm 85%


~ 178 ~

BOD). Tầng lọc vật liệu nhựa thường được sử dụng như biện pháp tiền xử lý

đối với nước thải có độ ô nhiễm cao với mục tiêu giảm thiểu khoảng 50% độ ô

nhiễm, với tải lượng thủy lực lớn hơn 9,6 m3.m

-2.h

-1, và tải lượng hữu cơ lớn

hơn 8 kg BOD/(m3.d).

Ví dụ sau chỉ ra phương pháp tính toán cho tháp lọc nhỏ giọt sử dụng vật

liệu nhựa [23].

Một nguồn nước thải có lưu lượng 3785 m3/ngày, BOD ban đầu là 900

mg/l. Tháp lọc chứa vật liệu nhựa có diện tích riêng là 98 m2.m

-3, chiều cao là

6,1m. Xác định tải lượng thủy lực và diện tích bể lọc sao cho nước sau xử lý

có BOD là 300 mg/l. Hiệu quả xử lý BOD tối đa của bể lọc là 600 mg/l. Hằng

số tốc độ phản ứng bằng 1,0. Hệ số n của tầng lọc bằng 0,5.

Lời giải:

- Tính toán hệ số quay vòng [biểu thức (7-137)]

R

R

1

300.900600

R = 1,0.

- Tính tải lượng thủy lực [biểu thức (7-136)]:

)600./()1,698,1(exp600

300 5,0T

T = 4,92 m3.m

-2.h

-1 = 0,082 m

3.m

-2.h

-1.

- Vì tốc độ hồi lưu bằng 1 nên tải thủy lực thực đối với nước thô chỉ bằng 50%

của tổng, tức là bằng 2,46 m3.m

-2.h

-1. Tiết diện bể lọc tính từ tải thủy lực

theo định nghĩa bằng tốc độ dòng xử lý chia cho tải thủy lực: 3785/(24 x

2,46) = 64 m2.

- Thể tích tầng lọc = Tiết diện chiều cao = 64 x 6,1 = 390 m3

- Tính lượng oxy cần thiết.

Khối lượng BOD cần xử lý sẽ là 3758 m3.d

-1. 0,6 kg.m

-3 = 2270 kg.d

-1. Giả

sử tỷ lệ tiêu thụ oxy là 0,8 kg O2 /kg BOD thì nhu cầu oxy là 1816 kg O2/ngày.

Tra bảng hoặc đồ thị cho thấy hệ số tốc độ chuyển khối Ko = 0,7 m-1

[23]. Sử

dụng phương trình (7-143) để tính lượng oxy với giả thiết nồng độ oxy trong

nước là 1 mg/l, nồng độ bão hòa là 9 mg/l.

N = 0,06. 0,7. 8. 0,082 = 0,27 kg O2/(m3.h).


~ 179 ~

Trong một ngày lượng oxy cung cấp cho bể lọc là: 390 m3. 0,27 kgO2.m

-3.h

-

1. 24h.d

-1 = 2527 kg O2/ngày. So với lượng oxy nhu cầu là 1816 kg/ngày thì dư

khoảng 39%. Tuy vậy nếu lấy hệ số an toàn là 85% thì lượng oxy cung cấp chỉ

được 2148 kg/ngày, dư khoảng 18%.

7. 2. 2. 6. Kỹ thuật lọc ngập nước.

Đặc trưng của kỹ thuật lọc ngập nước là vật liệu lọc nằm ở phía dưới lớp

mặt nước, vật liệu lọc được cố định thành tầng lọc hoặc có khả năng dịch

chuyển.

Đối với tầng lọc cố định, chiều của dòng khí được bố trí chảy ngược từ

dưới lên, chiều của dòng nước có thể cùng hoặc ngược chiều với dòng khí,

nước sau khi qua cột có thể có hoặc không được hồi lưu trở lại cột.

Chỉ tiêu quan trọng khi thiết kế là kiểm soát được độ dày của màng vi sinh

và cấp oxy cho cột lọc.

Độ dày của màng vi sinh liên quan đến hiện tượng tắc cột lọc và giải pháp

phòng tránh sẽ là: tạo không gian rỗng giữa vật liệu lọc đủ lớn hoặc áp dụng

chế độ thủy lực đủ để màng vi sinh phát triển không quá dày. Một hệ lọc như

vậy sẽ có diện tích tiếp xúc thấp hoặc qui mô thiết bị lớn. Giải pháp khác có

thể áp dụng là súc rửa ngược bằng cách sử dụng tốc độ dòng nước sục lớn.

Nếu vật liệu lọc có kích thước nhỏ, khi sục rửa ngược vật liệu lọc (cát) sẽ cọ

sát lẫn nhau làm bong lớp màng vi sinh.

Hiệu quả hấp thụ oxy của nước được tăng cường thêm khi dòng khí va đập

với vật liệu lọc do được phân tán mịn hơn.

Lọc qua tầng cố định được áp dụng để xử lý BOD, thực hiện quá trình nitrat

hóa và khử nitrat. Có thể thực hiện đồng thời cả ba mục tiêu bên trong một cột

duy nhất bằng cách bố trí: nước từ trên xuống, khí từ dưới lên nhưng điểm

phân bố khí ở khoảng giữa tầng lọc. Phía trên điểm phân bố khí xảy ra quá

trình oxy hóa, phía dưới xảy ra quá trình thiếu khí.

Tầng lọc không cố định được chia thành hai dạng: dãn nở và lưu thể.

Tầng giản nở sử dụng vật liệu có kích thước không lớn, chiều của dòng

nước và khí đều hướng lên. Trong trạng thái không hoạt động tầng lọc có tính

năng của một tầng tĩnh. Khi hoạt động dưới áp lực của dòng khí, dòng nước

hướng ngược làm dãn nở thể tích của tầng lọc, tăng hơn so với trạng thái tĩnh

30 - 40%. Vật liệu lọc (cát) bị mất tiếp xúc với nhau, các hạt lọc có thể dịch


~ 180 ~

ra

vào

Bùn

chuyển ở một mức độ nào đó. Do va chạm lẫn nhau nên màng vi sinh bám trên

chất mang bị bào mòn. Kinh nghiệm hiện tại cho phép tính toán được quá trình

kiểm soát độ dày của lớp màng vi sinh trong thực tế.

Khi lực đẩy của dòng chảy ngược lớn hơn trọng lực của vật liệu lọc (lắng)

thì vật liệu lọc chuyển động trong nước như một loại chất huyền phù, mức độ

chuyển động phụ thuộc vào kích thước và khối lượng riêng của vật lọc. Các

hạt lọc tách rời khỏi nhau với khoảng cách lớn và chuyển động hỗn loạn trong

nước, giống tính năng của một chất lỏng hoặc khí về mặt lưu động. Hệ phản

ứng có tên là dạng lưu thể (trong pha khí còn có tên là dạng tầng sôi). Thể tích

chứa vật liệu lọc có thể tăng đến 100%. Tầng lưu thể tạo điều kiện tiếp xúc rất

tốt giữa cơ chất với màng vi sinh vật nhưng cũng không tự động kiểm soát

được độ dày của màng vi sinh vật. Kiểm soát độ dày của màng vi sinh được

tiến hành độc lập nằm ngoài khối phản ứng: tách dòng ra khỏi bình phản ứng,

sử dụng biện pháp khuấy đảo để làm bong màng vi sinh, chất mang được đưa

trở lại bình phản ứng, bùn được tách ra đưa ra khỏi hệ thống (hình 7. 11).

Kỹ thuật phản ứng dạng lưu thể có hiệu suất xử lý tính theo thể tích cao

nhất so với các kỹ thuật khác với mật độ sinh khối hữu hiệu có thể đến 40

kg/m3. Tuy vậy, vận hành hệ thống hoàn toàn không đơn giản và kinh nghiệm

thiết kế cũng như vận hành được tích lũy chưa nhiều. Tuy nhiên tiềm năng sử

dụng của kỹ thuật này rất lớn là điều không nghi ngờ.

Hình 7. 11. Phản ứng dạng lưu thể và biện pháp kiểm soát màng vi sinh vật.

Để giữ cho trạng thái chuyển động của vật liệu lọc, ngoài biện pháp sử

dụng dòng chảy mạnh còn có thể áp dụng biện pháp khuấy cơ học hoặc sục

khí giống như đối với hệ bùn hoạt tính, điểm khác nhau chỉ là trong khối phản

ứng có mặt của chất mang với nhiệm vụ cố định vi sinh vật. Với sự có mặt của

chất mang, quá trình tách hỗn hợp bùn nước được thực hiện dễ dàng hơn do

khối lượng riêng của vật liệu mang chứa màng vi sinh lớn hơn.


~ 181 ~

Tuy nhiên để giữ được chúng ở dạng huyền phù cần sử dụng nhiều năng

lượng hơn.

Kỹ thuật phản ứng dạng lưu thể đang được tiếp tục hoàn thiện và được áp

dụng trước hết cho nguồn thải có độ ô nhiễm thấp nhưng đòi hỏi tiêu chuẩn

thải rất cao như nước nuôi thủy sản [48, 49, 50].

7. 2. 2. 7. Đĩa quay sinh học.

Đĩa quay sinh học là thiết bị được gắn rất nhiều đĩa hình tròn trên một trục

quay. Vật liệu chế tạo đĩa là polyethylen hoặc polyninyl clorua. Thiết bị đĩa

quay sinh học được đặt chìm trong nước (40% tổng diện tích bề mặt) và quay

với tốc độ chậm. Màng vi sinh vật hình thành trên mặt đĩa nhựa với độ dày 1 -

4mm tương đương với mật độ bùn 2500 - 10000 mg/l trong kỹ thuật dạng

huyền phù. Do chuyển động quay, đĩa chứa màng vi sinh được tiếp xúc với cơ

chất (chất gây ô nhiễm) khi chuyển động trong nước và tiếp xúc với oxy của

khí quyển khi quay trong không khí để các phản ứng hiếu khí xảy ra. Tác động

quay của thiết bị cũng là cơ chế kiểm soát độ dày của màng vi sinh vật, loại bỏ

sinh khối dư thừa bám trên đĩa. Lượng sinh khối bong ra khỏi đĩa được tách

loại trong một đơn vị công nghệ lắng thứ cấp khác.

Đĩa quay sinh học được sử dụng để xử lý chất hữu cơ (bậc 2) hoặc xử lý

hợp chất nitơ (bậc 3).

Màng vi sinh bám trên đĩa có dạng thô nhám, chứa ít vi sinh vật dạng sợi.

Diện tích riêng của thiết bị (dùng nhựa polyethylen) đạt 121 m2.m

-3. Mỗi thiết

bị đơn lẻ có kích thước: đường kính tới 3,7 m và chiều dài tới 7,6 m, tổng diện

tích đĩa trong một thiết bị có diện tích tới 9290m2. Đặc điểm nổi trội nhất của

loại hình kỹ thuật xử lý đĩa quay sinh học là tiết kiệm năng lượng. Thiết bị đĩa

quay sinh học được sử dụng rộng rãi ở Đức và Thụy Sĩ cho các hệ xử lý qui

mô nhỏ, ở Mỹ dùng cho tất cả các qui mô khác nhau trong thập kỷ 70.

Hiệu quả xử lý của thiết bị được xác định bởi các yếu tố:

- Tốc độ quay.

- Thời gian lưu thủy lực.

- Mắc nối tiếp thiết bị.

- Nhiệt độ.

- Tỉ lệ phần diện tích nằm trong nước.


~ 182 ~

Bùn

Thải

Đĩa quay Lắng thứ cấp

Với các loại nước thải có độ ô nhiễm thấp, hiệu quả xử lý tăng khi tốc độ

quay tăng đến 18 m/phút và không cải thiện hơn khi tiếp tục tăng tốc độ quay

[23]. Tăng tốc độ quay tạo điều kiện tăng cường tiếp xúc, thấm khí, khuấy trộn

và vì vậy sẽ tăng cường hiệu quả xử lý đối với nước thải có độ ô nhiễm nặng,

tuy vậy mức tiêu thụ năng lượng sẽ tăng theo. Vì vậy cần cân nhắc kỹ về mặt

hiệu quả kinh tế.

Tỉ lệ giữa thể tích nước thải và diện tích bề mặt của thiết bị cũng là thông số

ảnh hưởng tới hiệu quả xử lý: đối với nước thải sinh hoạt, hiệu quả xử lý tăng

khi tỷ lệ trên đạt tới 0,0049 m3/m

2, trên mức đó không quan sát được mức cải

thiện.

Thiết bị đĩa lọc sinh học thường được lắp nối tiếp nhau, mỗi thiết bị được

lắp đặt trong một khoang riêng biệt (hình 7. 12).

Lắp đặt hệ thiết bị trong từng khoang riêng biệt tạo điều kiện cho hệ xử lý

có tính chất gần giống dòng đẩy lý tưởng.

Hình 7. 12. Hệ thống xử lý nước thải theo kỹ thuật đĩa quay sinh học.

Tăng từ hai lên bốn khoang riêng biệt cải thiện được hiệu quả xử lý, tiếp tục

tăng ít mang lại hiệu quả thêm. Hiện tượng trên liên quan đến tính chất của

dòng đẩy lý tưởng: tốc độ phản ứng tổng thể của cả hệ tăng khi thực hiện

nhiều giai đoạn nối tiếp, trong thành phần nước thải gồm nhiều hợp chất khác

nhau và vi sinh vật các loại cũng ưa các chất khác nhau vì vậy mỗi khoang sẽ

phát triển một chủng loại vi sinh đặc hiệu nào đó. Quá trình nitrat hóa thuận

lợi ở các giai đoạn cuối khi chất hữu cơ (BOD) ở đó chỉ còn nồng độ thấp. Với

nước thải có độ ô nhiễm cao hoặc chứa các chất hữu cơ khó sinh hủy, hệ xử lý

có thể lắp đặt số thiết bị lớn hơn bốn.

Lắng

sơ cấp


~ 183 ~

Tại Canada, 70% hệ thống trên được sử dụng để xử lý BOD và 25% được

sử dụng xử lý kết hợp giữa BOD và hợp chất nitơ [3].

Thiết kế hệ đĩa quay sinh học chủ yếu dựa trên kết quả nghiên cứu qui mô

pilot và trong chừng mực nhất định dựa trên mô hình động học được mô

phỏng từ quá trình bùn hoạt tính. Thiết kế hệ đĩa quay sinh học đúng mang lại

hiệu quả tốt hơn nhiều so với các kỹ thuật sử dụng màng sinh học khác do đặc

trưng của tỷ lệ F/M thấp, thời gian lưu thủy lực dài, kiểm soát được các quá

trình ―đi tắt‖.

Các thông số cần được quan tâm khi thiết kế hệ xử lý đĩa quay sinh học

gồm: số giai đoạn xử lý nối tiếp (khoang riêng biệt), thông số chịu tải, đặc

trưng thải (cấp độ) và nhu cầu bể lắng thứ cấp.

Số khoang xử lý: xác định số khoang xử lý là yếu tố không thể thiếu của hệ

thống xử lý. Các khoang có thể bố trí riêng biệt (bể riêng nối với nhau) hoặc

bố trí trong một bể lớn được ngăn cách theo kiểu chảy dích dắc. Tải lượng hữu

cơ của các ngăn sau thấp hơn ngăn trước đó. Cần bố trí thêm nếu với mục đích

xử lý hợp chất nitơ.

Với hệ thống xử lý nhỏ thiết bị quay được bố trí song song dọc theo dòng

chảy, được tách rời nhau trong từng khoang. Thiết bị được bố trí vuông góc

với dòng chảy đối với hệ xử lý qui mô lớn. Nạp nước thô cho hệ có thể sử

dụng biện pháp phân dòng hoặc giảm dần lưu lượng (ở các giai đoạn cuối).

Thông số chịu tải. Ban đầu tiêu chuẩn chịu tải của hệ xử lý đĩa quay sinh

học được sử dụng là tải thủy lực, sau đó từ kinh nghiệm thực tế thông số được

sử dụng là tải lượng hữu cơ: tổng BOD trên một đơn vị diện tích của thiết bị

hoặc BOD dạng tan trên một đơn vị diện tích. Trong trường hợp nitrat hóa thì

sử dụng tải lượng amoniac trên một đơn vị diện tích.

Quá tải có thể nhận biết thông qua việc xuất hiện mùi hôi hoặc hiệu quả xử

lý thấp ở giai đoạn đầu tiên, thường xuất hiện vi sinh vật dạng sợi và các loại

vi sinh khử sunfat.

Để khắc phục nên làm thông giữa khoang một và hai để giảm tải lượng,

tăng cường khả năng cấp khí hoặc tăng cường cấp khí cưỡng bức, phân nhỏ

dòng vào hoặc tăng cường hồi lưu (pha loãng).

Đặc trưng thải hay mục tiêu cần đạt của hệ thống xử lý quyết định tiêu

chuẩn thiết kế, ví dụ chỉ xử lý BOD (bậc hai), kết hợp xử lý hợp chất nitơ (bậc

3). Để đạt mục tiêu có thể sử dụng một số thông số: tải thủy lực, tải hữu cơ


~ 184 ~

(BOD tan, tổng) hoặc thời gian lưu thủy lực để định hướng thiết kế (bảng 7.

5).

Để khử nitrat (thiếu khí) thiết bị quay được lắp đặt ngập trong nước.

Thiết bị đĩa lọc sinh học được các nhà sản xuất chế tạo với các qui mô khác

nhau tạo điều kiện lựa chọn thuận lợi cho người sử dụng.

Thể tích khoang lắng được lựa chọn tối ưu là 0,0049 m3.m

-2 (tỉ lệ thể tích và

tiết diện tổng của đĩa quay) tương ứng với 45,42 m3 cho một thiết bị quay có

diện tích 9290 m2. Trên cơ sở số liệu đó, thời gian lưu thủy lực là 1,44 giờ cho

tải trọng thủy lực 0,08 m3.m

-2.d

-1.. Chiều sâu của khoang lắng thường là 1,52

m với mức độ chìm trong nước là 40%.

Bảng 7. 5. Thông tin để thiết kế phù hợp với mục tiêu xử lý. [3].

Thông số Mục tiêu xử lý

Bậc hai Kết hợp

với nitrat

hóa

Nitrat hóa

Tải thủy lực (m3.m

-2.d

-1) 0,08-0,16 0,03-0,08 0,04-0,10

Tải lượng hữu cơ (kg.m-2

.d-1

)

- BOD tan 0,001-0,01 0,002-0,006 0,49.10-3

-1,5.10-3

- BOD tổng 0,001-0,017 0,007-0,014 0,0009-0,0027

Tải lượng tối đa cho khoang

đầu

- BOD tan (kg.m-2

.d-1

) 0,02-0,03 0,02-0,03 -

- BOD tổng (kg.m-2

.d-1

) 0,04-0,06 0,04-0,06 -

Tải thủy lực - 0,006-0,012 0,008-0,016

Thời gian lưu thủy lực (h) 0,7-1,5 1,5-4 1,2-2,9

BOD đầu ra (mg/l) 15-30 7-15 7-15

NH3 đầu ra (mg/l - <2 1-2

Ví dụ.

Một nguồn nước thải sinh hoạt có nồng độ BOD tan là 150 mg/l, BOD tổng

(tan + rắn) là 250 mg/l cần được xử lý theo kỹ thuật đĩa quay sinh học. Tiêu

chuẩn thải theo BOD là 25 mg/l. Lưu lượng cần xử lý 2838 m3.d

-1. Nhiệt độ xử


~ 185 ~

40,7

Q/A

(So-S

) m

g.m

-2.d

-1 Thiếu oxy

lý là 20oC. Mức dao động lưu lượng cũng như tải hữu cơ là 3,5. Hãy tính toán

thiết kế cho hệ xử lý trên.

Lời giải.

1) - Xác định diện tích của thiết bị quay.

Để đạt được tiêu chuẩn thải là 25 mg BOD/l thì tải lượng BOD tan sẽ cần

khoảng: 0,0074 kg. m-2

.d-1

(bảng 7. 5).

Tiết diện thiết bị=(lưu lượng. nồng độ BOD)/tải lượng hữu cơ

= (2838 m3.d

-1. 0,15 kg. m

-3)/0,0074 kg.m

-2.d

-1 = 57527 m

2.

2) - Kiểm tra mức độ quá tải hữu cơ.

- Mức độ dao động tải lượng hữu cơ là 3,5.

- Tải lượng hữu cơ: (2838 m3.d

-1.0,15 kg.m

-3. 3,5)/57527 m

2

= 0,026 kg.m-2

.d-1

.

So với tiêu chuẩn tải lượng tối đa cho khoang đầu là 0,02-003 thì giá trị

trên là chấp nhận được.

Thiết kế theo mô hình động học.

Mô hình động học áp dụng cho kỹ thuật đĩa quay sinh học cũng tương tự

mô hình đối với kỹ thuật bùn hoạt tính:

SkSSA

Qo .. (7-145)

Q: Lưu lượng thải.

A: Diện tích.

So, S: Nồng độ cơ chất tại đầu vào và ra.

k: hằng số tốc độ phản ứng.

Với loại nước thải có mức độ ô nhiễm dao động lớn thì phương trình được

sử dụng là [6, 22]:

o

oS

SkSS

A

Q.. (7-146)

Hiệu quả xử lý BOD tối đa Q/A(So-S) trong điều kiện vận hành cụ thể (tốc

độ quay, nồng độ oxy...) phụ thuộc vào nồng độ cơ chất ban đầu và khả năng

sinh hủy của cơ chất (hình 7. 13).


~ 186 ~

20,35

k = 0,2856 m3.m

-2.d

-1

S (mg/l)

Hình 7. 13. Sự phụ thuộc của hiệu quả xử lý vào nồng độ cơ chất ban đầu

trong nước thải.

Hiệu quả xử lý tổng thể qua nhiều khoang được định nghĩa:

n

o QAkS

S

/.1

1 (7-147)

n là số khoang nối tiếp trong hệ xử lý. Rất có thể xảy ra tình trạng ở một số

khoang (đặc biệt là các khoang đầu tiên) dễ bị thiếu oxy nên cần phải kiểm tra

tải lượng hữu cơ của từng khoang.

Ví dụ [22].

Sử dụng kỹ thuật đĩa quay sinh học để xử lý một nguồn thải có: lưu lượng

1900 m3.d

-1, BOD ban đầu: 300 mg/l, tiêu chuẩn thải 20 mg BOD/l. Hiệu quả

xử lý tra từ hình 7. 13.

Lời giải.

Tải lượng hữu cơ tối đa tương ứng với điểm mà tại đó oxy sẽ bị thiếu (hình

7. 13). Giá trị tải lượng hữu cơ tối đa từ đồ thị 7. 13 là 40,75 mg.m-2

.d-1

.

Giá trị tải lượng thủy lực tối đa được tính từ phương trình (7-146) với

lưu ý là tại điểm oxy bắt đầu thiếu thì S = Sr và

Q/A.(So-Sr) = [Q/A.(So-Sr)]max = k.Sr

kSSAQS

SSAQ

A

Q

roo

ro

/).(/

).(/

max

max

(7-148)

Trong một hệ xử lý bao gồm n khoang, hiệu quả xử lý tổng thể được tính:


~ 187 ~

n

o

e

QAkS

S

/.1

1 (7-149)

Se là BOD ra khỏi hệ xử lý (20 mg/l).

1//1

n

eo SS

k

A

Q (7-150)

Tính tải lượng thủy lực tối đa từ (7.148):

123 ..26,02856,0/75,40300

75,40

dmmA

Q

Tính diện tích thiết bị cho từng khoang từ (7-150) được lập thành bảng sau:

Số thứ tự

khoang

Q/A

m3.m

-2.d

-1

Q/(A.n)

m3.m

-2.d

-1.(giai đoạn)

-1

A cho giai đoạn n

m2

1 2,037. 10-2

2,037. 10-2

930.000

2 9,943. 10-2

4,972. 10-2

385.000

3 19,68. 10-2

6,56. 10-2

288.000

4 29,71. 10-2

7,427. 10-2

255.000

5 40,75. 10-2

8,15. 10-2

232.000

So sánh tải lượng thủy lực tối đa với tải lượng ghi trong bảng cho thấy tại

giai đoạn 4 (khoang 4) tải lượng vượt quá giá trị trên, vì vậy hệ chỉ có thể bố

trí ba thiết bị lọc sinh học.

7. 2. 2. 8. Kỹ thuật tổ hợp quá trình xử lý hiếu khí.

Trong những năm gần đây, trong phương pháp xử lý hiếu khí người ta rất

hay sử dụng biện pháp tổ hợp (lai ghép) giữa kỹ thuật dạng huyền phù và

màng vi sinh để nâng cao hiệu quả xử lý và hiệu quả kinh tế. Lý do chính của

sự phối hợp là các hệ xử lý đó có tính ổn định cao và chịu được sự dao động

lớn của phương pháp màng vi sinh và hiệu quả xử lý tốt của kỹ thuật xử lý

dạng huyền phù.

Các hệ thống tổ hợp chính thường sử dụng là: Lọc vi sinh hoạt tính, lọc nhỏ

giọt phối hợp với tiếp xúc chất rắn, lọc bong màng phối hợp với bùn hoạt tính

[11].


~ 188 ~

Do tính phức tạp của hệ thống nên việc tính toán thiết kế thường sử dụng

đặc trưng tải lượng hữu cơ theo kinh nghiệm. Đặc trưng chủ yếu của các kỹ

thuật tổ hợp trên được ghi trong bảng 7. 6.

Lọc vi sinh hoạt tính (activated biofilter).

Lọc vi sinh hoạt tính giống kỹ thuật lọc nhỏ giọt, khác ở điểm là từ bể lắng

bùn hoạt tính (sinh khối bong ra từ chất mang) được hồi lưu trở lại tầng lọc.

Thông thường người ta không ghép thêm phương pháp bùn hoạt tính vào hệ

mặc dù đôi khi người ta có sục khí thêm cho hỗn hợp nước vừa ra khỏi tầng

lọc trước khi vào bể lắng thứ cấp.

Lượng bùn hồi lưu cần được kiểm soát sao cho giữ được mật độ bùn cao

trong tầng lọc. Kỹ thuật tổ hợp trên có một số ưu điểm: hiệu quả xử lý BOD

cao, khả năng chịu tải hữu cơ cao hơn 4 - 5 lần so với kỹ thuật lọc nhỏ giọt

thông dụng.

Bảng 7. 6. Đặc trưng chính của kỹ thuật tổ hợp hiếu khí [11].

Kỹ thuật tổ hợp

Huyền phù

Tải lượng

thủy lực lọc

nhỏ giọt

Thời gian

lưu tế bào d

F/M

gBOD/gSK

Mật độ vi

sinh mg/l

Lọc vi sinh hoạt

tính

thấp không xác

định

không xác

định

1500-4000

Nhỏ giọt/tiếp xúc thấp 0,5-2,0 không xác

định

1000-3000

Bong màng/bùn

hoạt tính

cao 2-5 0,5-1,2 1500-3000

Lọc hoạt tính

/bùn hoạt tính

cao 2-5 0,5-1,2 1500-4000

Lọc nhỏ giọt/bùn

hoạt tính

cao 4-8 0,2-0,5 1500-4000

Mức độ chịu tải hữu cơ nằm trong khoảng 3,21 kg BOD.m-3

.d-1

hiệu quả xử

lý BOD đạt 60 - 65%.

Hiệu quả xử lý tổng thể của cả hai quá trình được tính:

48,0)/016,0.(exp WK

S

ST

o

e (7-151)


~ 189 ~

Se, So nồng độ BOD tại đầu vào và ra khỏi hệ xử lý.

KT: hằng số tốc độ xử lý tại nhiệt độ T, KT = K20. T-20

, K20 = 12,16; =

1,016 đối với nước thải sinh hoạt.

W: tải lượng hữu cơ (kg.m-3

.d-1

).

Vật liệu lọc thường dùng là gỗ, tầng lọc cao hơn 4,27 m không tăng hiệu

quả xử lý. Tải thủy lực tới 88 m3.m

-2.d

-1 cũng không ảnh hưởng đến hiệu quả

xử lý.

- Lọc nhỏ giọt/tiếp xúc chất rắn (Trickling filter/solid contact process).

Quá trình xử lý bao gồm: lọc nhỏ giọt, bể sục khí và lắng thứ cấp. Một biến

hình khác của kỹ thuật trên là có hồi lưu bùn từ bể lắng về bể sục khí. Bộ lọc

nhỏ giọt được thiết kế sao cho hiệu quả xử lý BOD đạt được 60 - 85%. Sinh

khối hình thành trong tầng lọc được tập trung tại bể sục khí. Tại bể sục khí,

thời gian lưu thủy lực thường nhỏ hơn một giờ để tăng cường khả năng keo tụ

và xử lý BOD. Do nồng độ bùn cao trong bể sục khí nên bể lắng thứ cấp nên

bố trí theo kiểu lắng trung tâm để tăng hiệu quả keo tụ.

Hiệu quả xử lý của hệ trên được xác định bởi hai quá trình: lọc nhỏ giọt và

trong bể tiếp xúc với vi sinh (sục khí).

- Lọc bong màng/bùn hoạt tính (Roughing filter/activated sludge process).

Kỹ thuật tương tự như lọc nhỏ giọt phối hợp với tiếp xúc chất rắn tuy nhiên

với tải lượng thủy lực và hữu cơ cao hơn. Ưu điểm của kỹ thuật lọc nhỏ giọt là

chịu sốc tốt và kỹ thuật bùn hoạt tính xử lý nốt phần BOD dư mà giai đoạn

trước đó chưa xử lý được.

- Lọc vi sinh/bùn hoạt tính (Biofilter/activated sludge process).

Giống kỹ thuật lọc vi sinh hoạt tính với công đoạn thêm là bùn hoạt tính

ghép ngay sau tầng lọc nhỏ giọt. Bùn hoạt tính từ bể lắng thứ cấp được hồi lưu

trở lại tầng lọc nhỏ giọt. Tải lượng hữu cơ và thời gian lưu thủy lực tương tự

như đối với hệ lọc bong màng/bùn hoạt tính. Đối với bể sục khí tỉ lệ F/M

thường là 1,0 - 1,5, cao hơn 4 - 5 lần so với bể sục khí (bùn hoạt tính) thông

dụng, vì vậy thể tích bể sục khí chỉ còn khoảng 25% so với hệ thông dụng.

- Lọc nhỏ giọt/bùn hoạt tính (Trickling filter/activated sludge process).

Hệ bao gồm hệ nhỏ giọt (kèm bể lắng thứ cấp) không hồi lưu bùn và hệ bùn

hoạt tính có hồi lưu bùn về bể sục khí từ bể lắng thứ cấp thứ hai. Hệ được sử

dụng để cải tạo các hệ bùn hoạt tính cũ đang hoạt động bằng cách lắp thêm hệ

lọc nhỏ giọt và quay vòng một phần nước sau khi đã xử lý qua bộ lọc nhỏ giọt

đang hoạt động.


~ 190 ~

Hệ trên cũng được sử dụng nhằm giảm tải độ ô nhiễm của nước thải hoặc

với mục đích nitrat hóa.

7. 3. Xử lý yếm khí.

7. 3. 1. Quá trình sinh hóa.

Đối tượng chất hữu cơ có thể xử lý với kỹ thuật vi sinh yếm khí gồm hai

dạng: dạng tan và dạng không tan, và tương ứng với kỹ thuật xử lý bùn (chất

rắn) và xử lý nước thải (dạng hữu cơ tan). Điều kiện tiếp xúc giữa chất hữu cơ

tan với vi sinh vật thuận lợi hơn nhiều so với chất hữu cơ dạng rắn, vì vậy thời

gian lưu thủy lực cần cho quá trình phân hủy bùn lớn (đến 60 ngày cho kỹ

thuật thông dụng hoặc tới 20 ngày đối với trường hợp phân hủy cưỡng bức),

đối với một số loại nước thải thời gian lưu thủy lực đôi khi chỉ cần tới dưới 10

giờ trong những điều kiện thích hợp [24].

Vì lý do đó, thiết kế hệ yếm khí xử lý nước thải và bùn (ủ bùn, ổn định bùn,

xử lý sinh khối từ các hệ thống xử lý thải ra) đòi hỏi các thông số kỹ thuật

khác nhau. Tuy vậy bản chất quá trình sinh hóa trong cả hai trường hợp là như

nhau.

Trong điều kiện yếm khí, tập đoàn vi sinh yếm khí gồm nhiều loại đảm

nhiệm chức năng khác nhau, phát triển và phân hủy chất hữu cơ qua nhiều giai

đoạn, tạo ra sản phẩm cuối cùng là khí metan, khí carbonic. Hiệu quả xử lý của

một hệ vi sinh yếm khí phụ thuộc vào các điều kiện [25]:

1) Bản chất của chất hữu cơ cần phân hủy.

2) Điều kiện môi trường của quá trình phân hủy.

3) Mật độ sinh khối hoạt động (còn sống).

4) Hiệu quả tiếp xúc giữa sinh khối với chất gây ô nhiễm.

5) Cấu hình của hệ xử lý, ví dụ ghép nối tiếp nhiều bể xử lý.

6) Thời gian lưu thủy lực của hệ.

Điều kiện 6) thật ra là hệ quả của năm yếu tố trên, các điều kiện liên quan

đến môi trường và hoạt động tổng thể của hệ. Yếu tố 1) và 2) liên quan chủ

yếu tới đặc trưng của nguồn thải, trong khi yếu tố 3), 4) và 5) liên quan tới các

yếu tố thiết kế và vận hành của hệ xử lý. Các yếu tố 1) đến 5) ảnh hưởng đến

tốc độ của quá trình xử lý yếm khí và xác định qui mô của hệ.


~ 191 ~

21 40 39

34 5

66

20

35

11

20

70 30

34

11 23

8 12

Để chuyển hóa từ các chất hữu cơ có cấu trúc phức tạp đến dạng khí metan

cần sự tham gia của nhiều nhóm vi sinh vật theo phương thức kế tiếp nhau

theo sơ đồ trong hình 7. 14 [26].

Giai đoạn thủy phân.

Trong giai đoạn thủy phân, các hợp chất hữu cơ không tan hoặc có cấu trúc

phức tạp được chuyển hóa thành dạng tan và có phân tử lượng thấp. Quá trình

thủy phân được vi sinh vật thực hiện nhờ loại enzym ngoại bào (xem 5. 2. 1)

hoặc thông qua các phản ứng thủy phân hóa học. Protein được thủy phân thành

axit amin với hợp chất trung gian là các dạng (poly) peptid. Lipid được chuyển

hóa thành axit béo mạch dài và glyxerin. Hydrat carbon được chuyển hóa

thành đường. Quá trình thủy phân có thể xảy ra với tốc độ chậm, đặc biệt dưới

điều kiện nhiệt độ thấp (< 20oC) nên có thể trở thành yếu tố khống chế tốc độ

của toàn bộ quá trình [26, 27, 28, 29].

Hữu cơ không tan, protein,

hydrat carbon, lipit

Axit amin, Đường Axit béo

Hợp chất trung gian

propionat, butyrat, ...

Axetat Hydro

Metan


~ 192 ~

Hình 7. 14. Sơ đồ phản ứng sinh hóa trong điều kiện yếm khí. Số liệu chỉ phần

trăm COD của từng giai đoạn [26].

Giai đoạn axit hóa.

Trong giai đoạn axit hóa (acidogenesis), các chất hữu cơ tan hình thành từ

quá trình thủy phân được vi sinh vật hấp thu, chuyển hóa thành các hợp chất

hữu cơ đơn giản hơn như axit béo dễ bay hơi (mạch hữu cơ chứa ít hơn 6

nguyên tử carbon), rượu, axit lăctic cùng với các thành phần vô cơ khác như

CO2, H2, NH3, H2S. Quá trình axit hóa được thực hiện bởi nhiều nhóm vi sinh

vật lên men, chủ yếu là loại yếm khí và một số ít loại tùy nghi thông qua phản

ứng oxy hóa khử với các chất oxy hóa không phải là oxy. Sự có mặt của oxy

sẽ trở thành yếu tố gây độc đối với vi sinh yếm khí.

Giai đoạn axetat hóa.

Các sản phẩm hình thành từ giai đoạn axit hóa được tiếp tục chuyển hóa

thành nguyên liệu trực tiếp cho quá trình metan hóa: axetat, hydro, khí

carbonic. Như trong sơ đồ chuyển hóa (hình 7. 14) chỉ ra: 70% COD của

nguồn được chuyển hóa thành axit axetic và 30% còn lại của COD với tư cách

là chất cho điện tử được chuyển hóa thành nguyên tố hydro.

Phụ thuộc vào trạng thái hóa trị của chất hữu cơ phân hủy, axit axetic được

hình thành cùng với sản phẩm là khí carbonic hoặc hydro [26]:

CxHyOz+4

1(4x-y-2z)H2O

8

1(4x+y-2z)CH3COOH+

4

1(2z-y)CO2 (7-152)

Khi y < 2z

CxHyOz+ (x-z)H2O2

xCH3COOH+

2

1(y-2z)H2 (7-153)

Khi y > 2z.

Hai quá trình trên thường xảy ra đồng thời nhưng quá trình sinh ra hydro

thường áp đảo vì số lượng điện tử (trung bình) của một nguyên tử carbon trong

hợp chất hữu cơ có thể cho thường lớn hơn 4. Vì vậy sản phẩm của quá trình

axetat hóa là axit axetic và khí hydro.

Giai đoạn metan hóa.


~ 193 ~

Metan hóa thường là giai đoạn chậm nhất của quá trình xử lý yếm khí.

Metan hình thành do phản ứng của axit axetic hoặc do khử khí carbonic với

hydro được thực hiện bởi hai loại vi sinh acetotrophic và hydrogenotrophic [3,

26]:

CH3COOH CH4 + CO2 (7-154)

4 H2 + CO2 CH4 + H2O (7-155)

Vi sinh vật tạo metan từ hydro và khí carbonic - loại hydrogenotrophic có

tốc độ phát triển nhanh hơn loại sử dụng axit axetic nên loại vi sinh

acetotrophic thường đóng vai trò quyết định tốc độ của cả quá trình.

Song song với quá trình phân hủy chất hữu cơ là quá trình tổng hợp tế bào

của tất cả các nhóm vi sinh có mặt trong quá trình xử lý. Trong tài liệu, để tiện

lợi cho việc mô tả đôi khi người ta gộp chung quá trình axit hóa và axetat hóa

thành giai đoạn axit hóa hoặc gộp cả ba giai đoạn đầu thành giai đoạn axit hóa.

Từ cơ chế phân hủy chất hữu cơ trong điều kiện yếm khí cho thấy:

- Thành phần chuyển hóa COD thành hydro trong quá trình axit hóa và tạo

thành metan chỉ là 30% thông qua nhóm vi sinh hydrogenotrophic (xem sơ

đồ 7. 14). Vì vậy để đạt hiệu quả xử lý COD cao cần tạo điều kiện cho nhóm

vi sinh acetogenotrophic phát triển thuận lợi.

- Trong giai đoạn axit hóa, pH của môi trường bị giảm do sự hình thành axit

béo dễ bay hơi và các hợp chất trung gian có tính axit. Chủng loại vi sinh tạo

metan chỉ phát triển thuận lợi trong môi trường trung tính, vì vậy chúng sẽ

trở nên kém hoạt động khi lượng axit sinh ra dư thừa so với lượng tiêu thụ

cho phản ứng tạo thành metan, đồng nghĩa với nồng độ axit béo bay hơi

(VFA) cao. Điều đó được nhận biết trong thực tế là xảy ra hiện tượng ―chua‖

trong bể xử lý yếm khí. Để khắc phục hiện tượng ―chua‖ cần phải tạo ra thế

cân bằng giữa hai quá trình: axit hóa và metan hóa bằng cách thúc đẩy hoạt

tính của vi sinh vật metan hóa và duy trì điều kiện đệm (hệ đệm axit

carbonic - bicarbonat - carbonat) hợp lý.

7. 3. 2. Ảnh hưởng của yếu tố môi trường.

Các yếu tố môi trường ảnh hưởng đến quá trình xử lý yếm khí gồm: nhiệt

độ, pH, dinh dưỡng (N, P) và độc tố. Đối với nước thải sinh hoạt, ba yếu tố sau

thông thường it tác động, chúng thường có vai trò đối với các loại nước thải


~ 194 ~

công nghiệp đặc thù. Nước thải sinh hoạt có mức độ ô nhiễm chất hữu cơ

không cao, chất dinh dưỡng dư thừa, độ kiềm lớn (hệ đệm cao) ít làm thay đổi

pH và ít khi chứa độc tố đối với vi sinh vật yếm khí (xem 2. 1. 1). Tuy vậy độc

tố có tiềm năng đối với vi sinh là oxy hòa tan có thể lọt vào hệ và sunfua

hydro (H2S, S2-

) hình thành trong quá trình xử lý.

Ảnh hưởng của nhiệt độ.

Nhiệt độ là một trong những thông số vận hành quan trọng của hệ xử lý

yếm khí, đặc biệt đối với nước thải có độ ô nhiễm cao.

Nhiệt độ tối đa cho loại vi sinh yếm khí mesophilic (ưa ấm) là 35 - 40oC và

cho loại thermophilic (chịu nhiệt) là 55oC. Phần lớn xử lý yếm khí được thực

hiện bởi loại mesophilic.

Từ rất nhiều kết quả đánh giá cho thấy khoảng nhiệt độ tối ưu cho quá trình

xử lý yếm khí là 30 - 40oC [26].

Tốc độ phân hủy yếm khí phụ thuộc vào nhiệt độ được đánh giá thông qua

dạng phương trình Arrhenius:

vt = v30(1,11)(t-30)

(7-156)

vt: tốc độ phân hủy tại toC

v30: tốc độ phân hủy tại 30oC

Sử dụng phương trình (7-156) tính toán tốc độ phân hủy yếm khí sẽ cho giá

trị tại 20oC, 10

oC là 35%, 12% so với 100% tại 30

oC.

Nhiệt độ không chỉ ảnh hưởng đến tốc độ phân hủy mà còn ảnh hưởng tới

cả hiệu quả xử lý. Tại nhiệt độ thấp, các chất hữu cơ dạng không tan dễ bị hấp

phụ sinh học vào sinh khối, chúng không tham gia vào quá trình thủy phân

nhưng được thải theo bùn nên làm tăng hiệu quả xử lý chung.

Do tác động mạnh của yếu tố nhiệt độ, quá trình xử lý vi sinh yếm khí có

hiệu quả ở các vùng có khí hậu nóng, ít thích hợp với vùng lạnh [24, 25, 27].

Ảnh hưởng của pH.

Giá trị và sự ổn định của pH trong xử lý yếm khí có vai trò cực kỳ quan

trọng do chủng loại vi sinh tạo metan chỉ hoạt động tốt trong vùng pH = 6,3 -

7,8. Trên hoặc dưới điểm pH đó tốc độ phân hủy chất hữu cơ giảm. Chủng loại

vi sinh tạo axit ít bị chi phối bởi pH vì vậy nên dễ sinh ra hiện tượng ―chua‖

trong bể yếm khí. Dưới điều kiện pH thấp, một loạt các chất hóa học có tính

khử (chất cho điện tử) tồn tại ở trạng thái dễ bay hơi: axit hữu cơ, hydro


~ 195 ~

sunfua ở dạng trung hòa... và gây mùi, tại pH cao chúng tồn tại ở dạng phân ly

ít gây mùi hôi.

Thành phần gây độc

Ngoài yếu tố pH, một loạt các hợp chất khác cũng có khả năng gây độc đối

với vi sinh yếm khí: kim loại nặng, hợp chất cơ - clo (ít tồn tại trong nước thải

sinh hoạt) nguy cơ cao nhất là oxy hòa tan, hydro sunfua và trong một số

trường hợp là amoniac [30, 31]. Oxy có thể thâm nhập vào hệ từ nước thải

hoặc do hệ không đủ kín. Hydro sunfua hoặc sunfua hình thành trong quá trình

xử lý do quá trình khử (vi sinh) sunfat. Tuy nhiên đối với nước thải sinh hoạt,

hàm lượng hydro sunfua (có thể tới 50 mg/l) không đủ gây độc cho vi sinh vật

[25].

7. 3. 3. Tính đặc thù của quá trình động học xử lý yếm khí.

Phần 6 trình bày diễn biến của quá trình xử lý sinh học chung cho các

chủng loại vi sinh tham gia vào quá trình xử lý nước thải. Với từng loại vi sinh

vật, các hệ số động học có giá trị khác nhau thể hiện hoạt tính của chúng: loại

vi sinh vật sản xuất nhiều năng lượng sẽ có hiệu suất sinh khối cao, hiệu quả

xử lý tốt kèm theo với các điều kiện chúng đòi hỏi; trong điều kiện hạn chế về

cơ chất, động học quá trình có thể mô tả theo dạng Monod; bậc của phản ứng

thay đổi theo nồng độ của cơ chất: bậc không khi nồng độ cao và bậc 1 khi

nồng độ thấp.

Xử lý yếm khí có nét đặc thù riêng: phản ứng xảy ra theo nhiều giai đoạn kế

tiếp nhau với tốc độ khác nhau. Trong trạng thái ổn định các nhóm vi sinh vật

thực hiện các chức năng khác nhau, phát triển và hoạt động phụ thuộc vào đặc

trưng của nguồn nước thải. Các giá trị động học đo được dùng cho tính toán

thiết kế hệ thống thường mang tính chất ―cả gói‖ hoặc nếu được chi tiết hóa thì

cũng không thể áp dụng cho tính toán vì sự phức tạp của mô hình động học sử

dụng để tính.

Để minh họa, chúng ta sẽ xem xét trường hợp sau:

Henzen và Harrenmoes [32] đã xác định được phần lớn các hằng số tốc độ

trong quá trình xử lý yếm khí với nhiều loại đối tượng nước thải và trong các

điều kiện thí nghiệm khác nhau. Một số giá trị hằng số động học được trình

bày trong bảng 7. 7.


~ 196 ~

Từ giá trị của bảng 7. 7 cho thấy: chủng vi sinh axit hóa và chủng vi sinh

metan hóa chuyển hóa tối đa được 13 g COD/g sinh khối hữu hiệu trong một

ngày. Tốc độ phát triển của loại vi sinh axit hóa đạt 0,15 g sinh khối/g COD

trong ngày, trong khi loại metan hóa chỉ phát triển được 0,03 g/g COD trong

ngày. Khi 1 kg COD được chuyển hóa sẽ hình thành được 0,18 kg sinh khối

của cả hai loại trên, trong khi đó tỷ lệ loại vi sinh axit hóa chiếm khoảng 83%

và loại vi sinh metan hóa chiếm 17%.

Bảng 7. 7. Giá trị hằng số động học của vi sinh yếm khí.

Loại vi sinh m

(d-1

)

Y

(gSK/gCOD)

k

(gCOD/gSK.d)

KS

(mgCOD-1

)

Vi sinh axit hóa 2,0 0,15 13 200

Vi sinh me tan hóa 0,4 0,03 13 50

Tổ hợp hai loại 0,4 0,18 2 -

Trong một hệ xử lý, sinh khối trong hệ gồm nhiều chủng loại, nên khi tính

toán theo tổng sẽ cho kết quả khác hẳn so với số liệu thu được từ thí nghiệm

với một loại vi sinh thuần chủng. Trong hệ yếm khí của ví dụ trên khả năng

chuyển hóa metan của hệ sẽ chỉ là 130,17 2 mg COD/mg sinh khối so với

13 mg COD/mg sinh khối đối với loại vi sinh metan hóa thuần chủng. Thật ra

diễn biến của quá trình còn phức tạp hơn rất nhiều nếu để ý tới các yếu tố khác

có liên quan đến mật độ sinh khối và cách xác định nó, ví dụ:

- Trong sinh khối còn tồn tại cả một phần chất vô cơ, chất huyền phù có nguồn

gốc từ nước thải hoặc hình thành trong khi xử lý (ví dụ CaCO3). Tỷ lệ của

các thành phần vô cơ không nhỏ, có khi chiếm đến 50% đối với nước thải

sinh hoạt.

- Sinh khối chứa một lượng các thành phần hữu cơ dạng trơ, dạng rắn từ nguồn

nước thải do quá trình hấp phụ hoặc keo tụ giữa vi sinh vật với các hợp chất

trên. Do đó tỷ lệ sinh khối của từng loại vi sinh tính theo hợp chất hữu cơ

bay hơi (chất bị cháy khi nung tại 550oC) sẽ giảm đi.

- Thông thường thời gian lưu tế bào của vi sinh yếm khí lớn, kéo theo đó là

quá trình phân hủy nội sinh diễn ra sâu mà sản phẩm phân hủy là các hợp

chất vô cơ (khoáng hóa), do đó tỉ lệ các chủng vi sinh, đặc biệt là loại axit


~ 197 ~

hóa giảm nhanh, do tốc độ phân hủy nội sinh của vi sinh axit hóa nhanh hơn

so với loại metan hóa.

Do các yếu tố trên, khả năng chuyển hóa chất hữu cơ của vi sinh yếm khí

đối với sản phẩm metan thấp hơn nhiều so với loại metan hóa thuần chủng, chỉ

đạt 0,05 - 0,5 g COD/g sinh khối hữu hiệu.

Để vi sinh vật có thể phát triển cần phải cấp cho chúng một lượng cơ chất

tối thiểu. Nồng độ cơ chất tối thiểu cần cấp có thể tính được từ mức độ phát

triển thực của vi sinh:

XkSK

Sv p

S

mg .

.

min

min,

(7-157)

Smin là nồng độ cơ chất tối thiểu [xem biểu thức (6. 10)].

Với nồng độ tối thiểu, tốc độ phát triển thực của vi sinh vật bằng không, từ

đó tính ra được Smin:

Smin = KS. kp/(m - kp) (7-158)

Smin cũng đồng thời là nồng độ cơ chất thấp nhất trong nước thải khi ra khỏi

hệ xử lý. Do nhiều quá trình tham gia bởi các chủng loại vi sinh vật khác nhau

trong xử lý yếm khí nên nồng độ cơ chất tối thiểu trong nước khi ra khỏi hệ là

tổng của Smin từ tất cả các quá trình liên quan đến xử lý yếm khí (axit hóa,

metan hóa).

Nồng độ cơ chất trong nước thải được xử lý tất nhiên là cần cao hơn nồng

độ tối thiểu, nhờ đó vi sinh vật mới có điều kiện phát triển, tuy vậy không thể

phát triển không giới hạn trong hệ xử lý yếm khí. Kiểm soát mật độ sinh khối

được thực hiện bằng cách thải lượng bùn dư, chính là lượng vi sinh vật phát

triển thực trong trạng thái ổn định. Lượng bùn dư cần thải liên quan đến hoạt

tính của vi sinh vật, tức là phụ thuộc vào thời gian lưu tế bào hay tuổi bùn

[xem 6. 1. 5, 7. 2. 1. 1, 7. 2. 1. 2].

Mối quan hệ giữa nồng độ cơ chất trong nước thải sau xử lý với các thông

số động học quá trình có thể tính từ phương trình (7-37):

S = Spc

m

Kk )( 1

(7-159)

Nồng độ cơ chất sau khi xử lý phụ thuộc vào ba thông số động học thể hiện

bản chất của quá trình (m, kp, KS) và một thông số vận hành là thời gian lưu tế


~ 198 ~

Thời gian lưu bùn (ngày)

Nhiệt độ 10

80

70

60

50

40

30

20

10

20 30 40 50 60 70 oC

bào c (xem hình 7. 3). Dưới một giá trị tối thiểu đối với c, hệ xử lý không

hoạt động [biểu thức (7-61), (7-62)].

Do tốc độ phát triển của vi sinh vật yếm khí chậm nên thời gian lưu tế bào

lớn.

Do chủng vi sinh metan hóa có tốc độ phát triển chậm nhất nên khi tính

toán hệ xử lý yếm khí dạng huyền phù người ta có thể tính thời gian lưu tế bào

từ hằng số phát triển riêng thực ’ của vi sinh vật metan hóa tại nhiệt độ xử lý

[6].

c = 1/’ (7-160)

’: hằng số tốc độ phát triển riêng thực của chủng metan hoá tại nhiệt độ xử

lý.

Điều kiện phát triển của vi sinh vật phụ thuộc chẳng những vào chủng loại,

dinh dưỡng mà còn phụ thuộc vào nhiẹt độ. Sự phụ thuộc của thời gian lưu tế

bào vào nhiệt độ của vi sinh metan hoá được trình bày trong hình 7. 15.

Hình 7. 15. Sự phụ thuộc của thời gian lưu tế bào vào nhiệt độ [6].

Từ hình 7. 15 cho thấy thời gian lưu tế bào giảm gần giống với mối quan hệ

hàm mũ khi nhiệt độ tăng. Do số liệu thời gian lưu tế bào khá tản mạn nên đồ


~ 199 ~

thị không được thể hiện là một đường mảnh mà là một khoảng giá trị đối với

một điểm nhiệt độ.

Ví dụ: khi xử lý nước thải mía đường, từ thí nghiệm xác định được là hằng

số phát triển tế bào thực tại 30oC là 0,05 d

-1. Hãy xác dịnh thời gian lưu tế bào

cho hệ xử lý trên!.

Giải:

Từ (7-160) ta có:

c = 1/0,05 d1 = 20 d (ngày).

Từ hình 7. 15 ước tính được thời gia lưu tế bào là 20 – 28 ngày. Vậy giá trị

tính được nằm ở vùng thấp của đồ thị.

Do tính đặc thù của quá trình xử lý yếm khí nên việc tính toán các thông số

thiết kế trên cơ sở mô hình động học gặp nhiều khó khăn, nếu có cũng phần

lớn là sử dụng các mối quan hệ theo kinh nghiệm.

7. 3. 4. Thiết kế hệ xử lý yếm khí.

7. 3. 4. 1. Lịch sử phát triển và triển vọng.

Mặc dù bản chất của quá trình phân huỷ chất hữu cơ của vi sinh vật trong

điều kiện yếm khí là như nhau nhưng khi tính toán và thiết kế hệ xử lý yếm khí

thì có sự phân biệt giữa xử lý bùn thải hữu cơ (ủ bùn – digestion) với xử lý

nước thải do thành phần tan trong nước thải lớn. Do đặc thù lượng chất hữu cơ

tan lớn nên quá trình xử lý đòi hỏi điều kiện tiếp xúc tốt và không dài giữa cơ

chất tan với vi sinh vật, vì vậy thời gian lưu thuỷ lực và thời gian lưu tế bào có

sự khác biệt lớn so với trường hợp xử lý bùn.

Xử lý bùn hữu cơ, dạng phân hủy được biết và sử dụng từ rất lâu như quá

trình ủ phân trước khi bón cho cây trồng và trong các bể phốt dùng trong các

hộ gia đình. Xử lý bùn thải bằng phương pháp yếm khí được phát triển vào

cuối thế kỷ thứ 19 ở Pháp. Mouras là người đầu tiên thiết kế hệ xử lý bùn yếm

khí. Đó là một hệ kín không (ít) tiếp xúc với khí quyển, trong đó các chất hữu

cơ rắn được ―hoá lỏng‖. Vào những năm đầu thế kỷ 20, các hệ xử lý bùn yếm

khí được tiếp tục phát triển: bể phốt tại Anh và bể Imhoff ở Đức [11, 25].


~ 200 ~

Ở cả hai dạng bể yếm khí, dòng nước thải chảy vào phần phía trên của bể,

vi sinh vật yếm khí nằm ở đáy bể. Các chất rắn dạng hữu cơ lắng xuống đáy và

bị phân huỷ. Trong bể phốt, hiệu quả lắng và giữ lại các chất hữu cơ không tan

bị giảm do các chất nổi lên từ đáy bể hoặc do các khí sinh ra (khí carbonic, khí

metan). Hiện tượng trên được khắc phục trong bể ủ Imhoff do các chất rắn

được lắng ở khoang riêng và khí sinh ra không thâm nhập vào khoang lắng.

Thời gian lưu thuỷ lực đối với chất lỏng trong bể ủ bùn là 1 – 2 ngày, đủ để

đáp ứng cho quá trình lắng. Hệ ủ bùn như trên có thể xem là kỹ thuật xử lý sơ

cấp đối với nước thải kết hợp với phân huỷ (vi sinh) chất rắn hữu cơ.

Xử lý nước thải sơ cấp có phân huỷ bùn như sơ đồ công nghệ trên được ứng

dụng rộng rãi trong thực tế vào những năm giữa hai cuộc chiến tranh thế giới,

ví dụ hệ thống bể ủ Imhoff được xây dựng phục vụ cho 12 triệu người ở Đức

[25]. Trong một số trường hợp khí metan hình thành được thu gom để dùng

làm nhiên liệu. Ở Mỹ, vào năm 1935 hệ ủ bùn Imhoff được triển khai ở

Chicago, bao gồm một loạt các bể Imhoff nối tiếp nhau với công suất xử lý tới

1,8 triệu m3/ngày. Trong những năm tiếp theo, kỹ thuật xử lý yếm khí không

còn được thịnh hành như trước đó và bị thay thế bởi kỹ thuật xử lý hiếu khí có

hiệu quả cao hơn (90 – 95% so với yếm khí chỉ đạt 30 – 50%).

Hiệu quả xử lý BOD thấp của kỹ thuật yếm khí trước hết do sai sót về mặt

thiết kế hệ thống xử lý: sự tiếp xúc giữa thành phần hữu cơ tan với vi sinh vật

mà khi đó chưa được nhận biết. Thời gian gần đây, trong quá trình nghiên cứu

người ta nhận thấy: nếu hệ xử lý yếm khí được thiết kế đúng cũng mang lại

hiệu quả xử lý cao ngay kể cả với thời gian lưu thuỷ lực ngắn.

Hệ thống xử lý nước thải yếm khí lần đầu tiên được xây dựng tại Đan Mạch

(1929) để xử lý nước thải chế biến nấm, hệ tồn tại được khoảng 30 năm.

Mặc dù kỹ thuật xử lý yếm khí có nhiều ưu điểm: giá thành vận hành rẻ, có

thể thu hồi nhiên liệu, thích hợp với nước thải có độ ô nhiễm cao, thể tích bể

xử lý giảm đáng kể trong điều kiện ấm nóng (sử dụng mật độ vi sinh cao, ví dụ

tới 20 kg/m3) nhưng kỹ thuật xử lý yếm khí ít được để ý cho tới thập kỷ 80,

thời điểm mà kỹ thuật xử lý ―chảy ngược qua lớp bùn yếm khí‖ (Upflow

Anaerobic Sludge Blanket – UASB) được áp dụng trong thực tiễn. Kỹ thuật

UASB, bể lọc dạng lưu thể, hoặc tầng dãn nở (Expanded Granular Sludge Bed

– EGSB) đều có đặc trưng là tạo điều kiện tiếp xúc tốt giữa chất ô nhiễm và vi

sinh vật cũng như duy trì mật độ vi sinh vật cao trong khối phản ứng.


~ 201 ~

Kỹ thuật phản ứng yếm khí chủ yếu được sử dụng để xử lý nước thải công

nghiệp có độ ô nhiễm cao, các nhà nghiên cứu hiện nay đang cố gắng phát

triển kỹ thuật trên để áp dụng cho nước thải sinh hoạt có độ ô nhiễm thấp [24,

25, 27, 28, 33, 34].

Biện pháp xử lý yếm khí chỉ có hiệu quả loại bỏ được chất hữu cơ, hầu như

không loại bỏ được hợp chất dinh dưỡng khi sử dụng đơn độc. Mặt khác, chất

lượng nước thải sau xử lý không đáp ứng được tiêu chuẩn thải (chứa nhiều hợp

chất có mùi hôi) vì vậy chúng được coi là một bước tiền xử lý (bậc sơ cấp)

trong một hệ thống xử lý tổng thể. Hệ thống xử lý tổ hợp giữa yếm khí và các

kỹ thuật khác đang được tiếp tục nghiên cứu và phát triển [35 - 40].

7. 3. 4. 2. Xử lý bùn.

Xử lý bùn theo phương pháp yếm khí được thực hiện chủ yếu theo kỹ thuật

khuấy trộn đều. Bùn được xử lý có nhiều dạng: chất hữu cơ từ quá trình lắng

sơ cấp, sinh khối từ quá trình lắng thứ cấp (xử lý hiếu khí) hoặc sinh khối dư

từ quá trình xử lý nước thải yếm khí. Nhìn chung đó là các chất hữu cơ dạng

không tan. Trong nước các thành phần hữu cơ dạng rắn có tốc độ lắng thấp do

khối lượng riêng nhỏ, mật độ của nó trong môi trường nước không cao, chiếm

khoảng 2 – 5%.

Bùn dưới dạng hỗn hợp với chất lỏng được đưa vào bể ủ theo phương thức

liên tục hay ngắt đoạn, lưu giữ trong bể ủ một thời gian nhất định. Bùn được ủ

sẽ giảm hàm lượng chất hữu cơ và vi khuẩn gây bệnh, trở nên bền trong môi

trường do chủ yếu là thành phần hợp chất vô cơ, giảm gây mùi hôi thối tiếp

theo.

Có hai loại bể ủ thông dụng: loại tiêu chuẩn và loại cao tải. Trong bể ủ

thông dụng, khối bùn và vi sinh vật không được khuấy đảo và gia nhiệt, thời

gian ủ nằm trong khoảng 30 – 60 ngày. Trong bể ủ cao tải, khối phản ứng

được khuấy trộn và gia nhiệt nên thời gian lưu thường ngắn hơn 15 ngày. Một

biến hình công nghệ khác cũng được sử dụng là bể ủ hai giai đoạn: bể ủ đầu là

loại cao tải, bể ủ sau có tác dụng lưu giữ phần nước trong chảy từ bể đầu sang

và lắng các chất huyền phù. Hai bể ủ được thiết kế giống nhau hoặc bể sau

không đậy nắp.

Thiết kế bể ủ bùn chủ yếu dựa trên kinh nghiệm thực tiễn, trên cơ sở các

thông số: thời gian lưu tế bào, tải lượng hữu cơ theo thể tích, mức độ suy giảm


~ 202 ~

thể tích bùn theo thời gian. Phương pháp tính toán các điều kiện vận hành

được trình bày trong các tài liệu chuyên môn, ví dụ [3, 6, 25, 41, 42].

7. 3. 4. 3. Hồ yếm khí.

Hồ yếm khí là hệ xử lý mà nước thải chảy qua và bùn lắng xuống đáy hồ.

Hồ thường có diện tích rộng, không có nắp đậy. Khuấy đảo của lớp nước (2 –

5 m) được thực hiện nhờ các bọt khí sinh ra từ đáy cũng như các yếu tố chuyển

khối cưỡng bức khác như gió, ánh nắng mặt trời, chênh lệch nhiệt độ. Hồ yếm

khí được sử dụng với tư cách là bước xử lý sơ bộ (sơ cấp) của cả một quá trình

xử lý theo nhiều bước. Thời gian lưu thuỷ lực của nước thải trong hồ cao hơn

nhiều so với xử lý sơ cấp (lắng sơ cấp), thường là từ 2 đến 5 ngày. Hiệu quả

xử lý BOD của hồ yếm khí phụ thuộc vào thời gian lưu thuỷ lực, nhiệt độ và

mức độ chịu tải hữu cơ.

Nghiên cứu đối với nhiều loại nước thải trong các điều kiện khác nhau về

nhiệt độ (19 – 32oC), thời gian lưu thuỷ lực (0,4 – 5,5 ngày), tải lượng hữu cơ

(0,023 – 0,8 kg. m-3

. d-1

), mối quan hệ giữa hiệu quả xử lý BOD và thời gian

lưu thuỷ lực được thể hiện:

E(%) = 1 – 2,4. 0,5

(7-161)

E là hiệu quả xử lý BOD, thường đạt giá trị trong khoảng 50 - 70%. Để đạt

hiệu quả cao hơn, ví dụ hơn 80% cần thời gian lưu thuỷ lực cao hơn, ví dụ cần

tới trên 6 ngày [25].

Hiệu quả xử lý BOD của hồ yếm khí khá cao được qui cho hai quá trình:

lắng các chất huyền phù và một phần chất hữu cơ tan được phân huỷ nhờ quá

trình khuấy trộn tự nhiên tạo điều kiện tiếp xúc tốt giữa vi sinh vật và các chất

ô nhiễm.

Khi tải lượng hữu cơ thấp, dưới 1000 kg BOD. ha-1

. d-1

tương ứng với 0,1

kg BOD. m-2

. d-1

thì hồ yếm khí sẽ có xu hướng trở thành hồ tuỳ nghi, tức là

hình thành vùng hiếu khí ở lớp nước trên cùng. Tải lượng hữu cơ do đó là một

trong những điều kiện duy trì điều kiện yếm khí hoặc tuỳ nghi.

7. 3. 4. 4. Bể lọc yếm khí.

Tốc độ của một quá trình xử lý yếm khí khá chậm do tốc độ sinh trưởng của

vi sinh vật thấp, kéo theo là thể tích bể xử lý cần xây dựng lớn. Để thúc đẩy


~ 203 ~

tốc độ của quá trình có thể tăng nhiệt độ ở một mức độ nào đó và kèm theo là

tăng chi phí vận hành.

Giải pháp tăng cường mật độ vi sinh được xem là biện pháp hữu hiệu nhằm

tăng cường hiệu quả xử lý, giảm giá thành xây dựng.

Biện pháp duy trì được mật độ bùn cao trong khối phản ứng có thể thực

hiện thông qua hai phương thức:

- Sử dụng chất mang để cố định vi sinh vật, vận hành theo kỹ thuật tầng tĩnh,

tầng dãn nở hoặc dạng lưu thể (tầng linh động).

- Tách sinh khối ra khỏi môi trường phản ứng và quay vòng chúng trở lại khối

phản ứng giống với kỹ thuật bùn hoạt tính. Tách sinh khối ra khỏi khối phản

ứng có thể thực hiện trong một bể lắng tách rời ra khỏi bể phản ứng hoặc sử

dụng chính bể phản ứng làm bể lắng như trong kỹ thuật chảy ngược qua lớp

bùn yếm khí (UASB).

Sự phát triển của mô hình động học phân huỷ yếm khí hiện chưa đạt tới

mức độ cho phép tính toán các thông số thiết kế cho một hệ xử lý hoặc cần tới

quá nhiều các thông số mà đặc trưng ổn định của chúng thấp [43], vì vậy thiết

kế hệ lọc yếm khí chủ yếu dựa trên kinh nghiệm hoặc từ kết quả nghiên cứu từ

thí nghiệm pilot.

Kỹ thuật lọc yếm khí được sử dụng trong thực tế lần đầu tiên vào năm 1969

[25], kỹ thuật trên thích hợp đối với nước thải công nghiệp, loại nước có mức

độ ô nhiễm cao. Đối với các chất hữu cơ dễ sinh huỷ, tải lượng hữu cơ của bể

lọc yếm khí có thể đạt tới 10 – 20 kg BOD. m-3

. d-1

.

Một trong những nhược điểm của bộ lọc yếm khí là giá thành của vật liệu

mang, đôi khi ngang giá xây dựng của bể lọc. Hệ lọc yếm khí hầu như không

được sử dụng để xử lý nước thải sinh hoạt.

Trên cơ sở nhiều thí nghiệm và thực nghiệm pilot đối với hệ lọc sử dụng

nhiều vật liệu mang khác nhau, mặc dù số liệu khá tản mạn, người ta xác lập

được mối quan hệ:

lg(Se/Si) = - A lg + B (7-162)

E = 1 – Se/Si = 1 – B. ()-A

(7-163)

Trong đó Si, Se là nồng độ cơ chất tại đầu vào và ra khỏi hệ; A, B là các

hằng số kinh nghiệm; E là hiệu quả xử lý. Từ các số liệu thí nghiệm, nếu thời

gian lưu thủy lực tính theo giờ thì hiệu quả xử lý có thể tính:


~ 204 ~

E = 1 – 0,87-0,5

(7-164)

Đối với hệ sử dụng kỹ thuật dạng lưu thể, sử dụng lần đầu vào năm 1982

với vật liệu là cát mịn, sau đó với các vật liệu nhẹ hơn như nhựa và than đá và

tầng dãn nở với mức độ tăng thể tích tầng lọc 10 – 20%, mối quan hệ giữa thời

gian lưu thuỷ lực với hiệu quả xử lý có dạng:

E = 1 – 0,56-0,6

(7-165)

Tính ổn định của kỹ thuật dạng lưu thể và tầng dãn nở trong nhiều trường

hợp là không cao [25].

7. 3. 4. 5. Kỹ thuật chảy ngược qua lớp bùn yếm khí.

Kỹ thuật chảy ngược qua lớp bùn yếm khí (UASB) được Letttinga và cộng

sự của trường đại học Wageningen phát triển vào những năm 1970, là kỹ thuật

được sử dụng rộng rãi nhất hiện nay tại các vùng nhiệt đới và cận nhiệt đới

trong xử lý nước thải có độ ô nhiễm hữu cơ cao. Kỹ thuật UASB đang được

tiếp tục nghiên cứu để phù hợp với nước thải sinh hoạt trong điều kiện khí hậu

lạnh [24, 27, 28].

Bể xử lý theo kỹ thuật UASB có các đặc trưng chính sau: nước thải cần xử

lý được phân bố đều vào đáy bể, tại một khoảng chiều cao nhất định tồn tại

một lớp sinh khối với mật độ cao so sánh được với mật độ trong bể lắng đứng

(lắng trung tâm). Trên lớp bùn là lớp nước trong không chứa sinh khối và trên

cùng là lớp tách pha (rắn - lỏng – khí).

Do tường của bể được cấu trúc theo chiều nghiêng trong vùng tách pha

(tăng tiết diện), tiết diện dòng chảy tăng và vì vậy tốc độ dòng giảm sẽ làm

tăng khả năng lắng của sinh khối. Đôi khi bùn tích tụ trên bề mặt tường

nghiêng, khi đủ lớn sẽ tách ra và rơi xuống vùng lắng. Với cấu trúc của bể yếm

khí như vậy hệ sẽ duy trì được mật độ sinh khối cao mà nước sau khi xử lý ra

khỏi hệ chứa ít bùn. Khi khí nổi lên mặt nước sẽ kéo theo sinh khối, khí được

tách ra khỏi nước theo đường dic dắc tạo ra dòng rối để tạo điều kiện cho bùn

lắng.

Tại Brazil, rất nhiều hệ UASB nhỏ không có khoang tách pha nhằm giảm

chi phí xây dựng (giá thành xây dựng khoang tách pha chiếm khoảng 50% giá

thành xây dựng), thay vào đó là các bể lắng.


~ 205 ~

Hiệu quả xử lý của bể UASB có tách pha và không tách pha khác nhau

[25]:

Cho trường hợp không tách pha:

E = 1 – 1,53-0,64

(7-166)

Cho trường hợp có tách pha:

E = 1 – 0,68-0,68

(7-167)

So sánh hiệu quả xử lý yếm khí theo các kỹ thuật khác nhau: hồ yếm khí,

lọc sinh học, tầng lưu thể, UASB không tách pha (RALF) và UASB tiêu chuẩn

nhận thấy có mối tương quan tuyến tính giữa logarit của hiệu quả xử lý và thời

gian lưu thuỷ lực [biểu thức (7-162)]. Các hằng số kinh nghiệm A, B được ghi

trong bảng 7. 8 cho các trường hợp trên.

Bảng 7. 8. Hằng số A, B cho các kỹ thuật xử lý yếm khí khác nhau với hiệu quả

xử lý 80%, nhiệt độ cao hơn 20oC.

Hệ A B đối với E = 80% (h)

UASB tiêu chuẩn 0,68 0,68 5,5

Lưu thể, dãn nở 0,60 0,56 5,5

Lọc sinh học 0,50 0,87 20,0

RALF 0,64 1,53 24,0

Hồ yếm khí 0,50 2,40 144,0

So sánh các dạng kỹ thuật xử lý khác nhau trên nhiều phương diện cho thấy

kỹ thuật UASB là phương án tốt hay được lựa chọn.

Kinh nghiệm thiết kế hệ UASB chưa nhiều, chủ yếu sử dụng đặc trưng lưu

thuỷ lực để xác định thể tích của bể phản ứng rồi từ đó kiểm tra lại tải lượng

hữu cơ của quá trình xử lý. Đối với loại nước thải có độ ô nhiễm cao thì tải

lượng hữu cơ được quan tâm hơn khi thiết kế hệ xử lý UASB.

Mặc dù có thể tính toán thời gian lưu thuỷ lực từ các mối quan hệ (7-166),

(7-167):

= [(1-E)/B]A (7-168)


~ 206 ~

song kết quả có độ tin cậy không cao vì không có một cơ sở lý thuyết nào làm

nền tảng. Thông thường với thời gian lưu sáu giờ là đủ trong điều kiện khí hậu

nhiệt đới và cận nhiệt đới, với vùng khí hậu lạnh (10 – 12oC) thời gian lưu

thuỷ lực cần 12 – 14 giờ [25].

Với các hệ xử lý có công suất trên 1000 m3/ngày, hệ UASB thường được

thiết kế gồm nhiều bể hoạt động song song nhằm giảm giá thành xây dựng và

linh hoạt trong vận hành, ví dụ khi phải sửa chữa một bể thì bể khác vẫn có thể

hoạt động. Ngoài thể tích bể UASB được tính từ thời gian lưu thuỷ lực, chiều

cao của bể là một yếu tố thiết kế quan trọng khác. Tiêu chí để lựa chọn chiều

cao là hiệu quả của hệ xử lý và yếu tố kinh tế. Chiều cao của bể càng lớn thì

diện tích đất sử dụng càng nhỏ, thông thường giá trị tối ưu nằm trong khoảng 4

– 6 m. Cao độ của đáy bể UASB cũng là yếu tố cần xác định, tốt nhất là ở mức

mà dòng vào không cần phải bơm. Ở những địa điểm cho phép, giá thành xây

dựng có thể giảm nếu bể được xây dựng theo kiểu phần chìm, phần nổi. Trong

mọi trường hợp cần phòng tránh bể rỗng bị nước ngầm đẩy nổi lên.

Chiều cao của bể có tác động trực tiếp đến hiệu quả xử lý chất hữu cơ do

tốc độ chảy ngược của dòng nước do vậy chiều cao chỉ nằm trong khoảng giá

trị giới hạn.

Tốc độ chảy ngược của dòng nước được tính:

vf =

H

A

V

A

Q

. (7-169)

Trong đó vf là tốc độ chảy ngược [m. h-1

]; A: tiết diện của bể [m2]. V: thể

tích bể [m3]; : thời gian lưu thuỷ lực [h]; H: chiều cao.

Do vf không thể quá lớn (bùn tràn ra ngoài) cũng như quá nhỏ (bùn lắng

xuống đáy) nên chiều cao H phụ thuộc vào tốc độ dâng nước. Tốc độ lớn tạo

dòng xoáy tại các vùng đầu vào và tăng cường khả năng tiếp xúc.

Thông thường tốc độ dâng nước không quá 1m. h-1

, vì vậy nếu thiết kế hệ

xử lý nước thải sinh hoạt với thời gian lưu là 6 giờ thì chiều cao của bể sẽ

không lớn hơn 6 m. Nếu thiết kế với > 6 giờ thì chiều cao của bể thấp hơn,

thường từ 4 – 6 m và tốc độ dòng dâng nhỏ đi theo tỉ lệ thuận.

Chiều cao của bể cũng ảnh hưởng tới nồng độ khí carbonic, tức là pH trong

bể phản ứng. Bể càng cao thì khí carbonic càng khó thoát ra khỏi hệ và vì vậy

pH càng giảm.


~ 207 ~

Hai cấu hình của bể UASB được sử dụng trong thực tế là hình trụ hoặc khối

hộp (chữ nhật, vuông). Hình trụ có lợi thế là ổn định hơn về mặt vận hành

nhưng khó xây dựng hơn (đắt hơn). Nếu hệ được xây dựng bao gồm nhiều bể

UASB thì hình khối hộp sẽ được ưa chuộng hơn vì có thể sử dụng tường bao

chung.

Trong trường hợp bể có cấu trúc hình khối hộp cần xác định tỉ lệ giữa chiều

dài và chiều rộng đối với khối hộp chữ nhật. Chu vi của hình vuông sẽ nhỏ

hơn chu vi hình chữ nhật với cùng diện tích nên giá thành xây dựng sẽ thấp

hơn. Chu vi của hình chữ nhật tăng đáng kể khi tỉ lệ dài/rộng cao hơn 4: 1. Với

chu vi là hình tròn, chu vi của nó sẽ nhỏ hơn hình vuông khoảng 12% với cùng

diện tích nhưng chỉ được lợi thế khi xây dựng bể đơn chiếc.

Phân bố dòng nước vào bể cũng là yếu tố quan trọng. Thông thường nước

vào được phân bố tại nhiều điểm khác nhau tại đáy bể: mỗi điểm phân bố cho

một diện 2 – 4 m2 với nhiệt độ cao hơn 20

oC. Với nhiệt độ thấp hơn, quá trình

sinh khí và hoà trộn bùn với nước đầu vào bị hạn chế nên mỗi điểm phân bố

chỉ ―phụ trách‖ được một diện tích 1 – 2 m2.

Xử lý yếm khí theo kỹ thuật UASB đạt hiệu quả tốt đối với nước thải có độ

ô nhiễm cao, thời tiết nóng ấm (trên 20oC). Nước thải sinh hoạt cũng có thể xử

lý theo kỹ thuật trên với hiệu quả thấp hơn, đặc biệt khi nhiệt độ thấp. Trong

trường hợp đó có thể áp dụng hai biến hình công nghệ là sử dụng kỹ thuật tầng

dãn nở và kỹ thuật UASB hai giai đoạn.

Kỹ thuật tầng dãn nở (expanded granular sludge bed, EGSB).

Một đặc trưng quan trọng của quá trình UASB là dạng tập hợp sinh khối:

sinh khối keo tụ thành hạt có kích thước 1 – 5 mm, hạt keo tụ có khối lượng

riêng cao, đặc, độ bền cơ học lớn, chúng có tốc độ lắng nhanh và hoạt tính

metan hoá lớn. Loại hạt keo tụ trên chỉ hình thành thuận lợi trên nền chất hữu

cơ tan vì vậy liên quan đến môi trường của khối phản ứng và đặc trưng của

nước thải. Một hệ UASB thông dụng không có khả năng tạo ra các hạt keo tụ

có tính chất trên mặc dù có hiệu quả xử lý tốt, chứng tỏ chúng không phải là

điều kiện tiên quyết đối với hiệu quả xử lý của hệ.

Để có được sinh khối với mật độ cao, không bị rửa trôi trong điều kiện tốc

độ dòng dâng lớn (tạo điều kiện tiếp xúc tốt giữa chất ô nhiễm và sinh khối)

người ta có thể sử dụng kỹ thuật tầng dãn nở với tốc độ dâng nước 6 – 12 m. h-

1.


~ 208 ~

Trong điều kiện tốc độ dòng nước dâng lớn, điều kiện tiếp xúc tốt nên kỹ

thuật trên có thể áp dụng được cho loại hình nước có độ ô nhiễm thấp (chất

hữu cơ dạng tan) và nhiệt độ không cao (dưới 12oC). Hiệu quả xử lý đối với

chất hữu cơ dạng rắn, huyền phù không cao và dễ bị trôi ra ngoài theo dòng

nước.

Xử lý yếm khí hai giai đoạn.

Đối với loại nước thải chứa nhiều chất hữu cơ không tan có thể sử dụng kỹ

thuật xử lý yếm khí hai giai đoạn (nối tiếp). Tại ngăn đầu tiên các chất rắn

không tan được giữ lại và thuỷ phân (một phần) thành dạng chất tan vì vậy nên

duy trì tốc độ nước dâng tương đối chậm. Trong bể đầu hầu như chỉ xảy ra quá

trình thuỷ phân và axit hoá, vi khuẩn metan hoá có mật độ thấp. Quá trình axit

hoá diễn ra khá mạnh trong bể đầu dẫn đến giảm pH. Do tích lũy chất rắn và

chỉ một phần bị thuỷ phân nên lượng bùn tích tụ cao, tần xuất thải bùn mau

hơn, tuổi bùn thấp (thời gian lưu tế bào thấp) đồng nghĩa với mật độ thấp của

loại vi sinh metan hoá. Do nước ra khỏi bể đầu chứa chủ yếu chất hữu cơ tan

nên bể tiếp sau có thể sử dụng kỹ thuật tầng dãn nở để xử lý [44, 47].

Kỹ thuật chảy ngược qua nhiều ngăn yếm khí.

Gần như đồng thời với kỹ thuật UASB, kỹ thuật xử lý chảy ngược qua

nhiều ngăn yếm khí (Anaerobic Baffled Reactor ABR) do các nhà khoa học

của trường Standfort phát triển cũng đã được nghiên cứu và áp dụng.

Nước thải được dẫn vào các bể xử lý nối tiếp nhau theo chiều dòng chảy từ

dưới lên thông qua các ngăn phụ (hình 7. 16)

Hình 7. 16. Sơ đồ kỹ thuật xử lý chảy ngược qua nhiều ngăn yếm khí.

Mặc dù kỹ thuật ABR ít được sử dụng cho các hệ xử lý qui mô lớn (nhiều

chục ngàn m3/ngày) nhưng nó có rất nhiều ưu điểm so với các kỹ thuật xử lý

khác về các phương diện xây dựng, duy trì sinh khối và vận hành [45].

Lợi thế về mặt xây dựng thể hiện: thiết kế đơn giản, không sử dụng các

thiết bị cơ khí, giá thành hạ, dễ xây dựng, thể tích hiệu dụng cao, ít bị tắc.


~ 209 ~

Lợi thế về duy trì sinh khối: bùn có khả năng lắng tốt, lượng bùn sinh ra

thấp, thời gian lưu tế bào cao, không sử dụng chất mang hoặc khoang lắng

riêng.

Lợi thế về mặt vận hành: thời gian lưu thuỷ lực thấp, có thể sử dụng

phương thức liên tục hoặc ngắt quãng, chịu được sốc về tải lượng thuỷ lực và

hữu cơ, phòng ngừa được các yếu tố gây độc từ nguồn vào và ít phải xử lý

bùn.

Về bản chất của quá trình, lợi thế nổi trội của kỹ thuật ABR là khả năng

tách, ngăn cách về mặt không gian giữa loại vi sinh axit hoá và metan hoá với

tính năng của kỹ thuật xử lý hai giai đoạn mà không phải áp dụng các giải

pháp kiểm soát đắt tiền. Với giải pháp ABR có thể tích luỹ loại vi sinh axit hoá

ở bể đầu và vi sinh metan hoá ở các bể sau tới bốn lần lớn hơn so với các kỹ

thuật khác [45]. Tạo điều kiện môi trường (ví dụ pH) thuận lợi tại các bể xử lý

khác nhau để cho từng chủng loại vi sinh phát triển là một trong những ưu

điểm đáng kể của kỹ thuật ABR.

Thiết kế hệ xử lý ABR thường theo tiêu chuẩn tải lượng hữu cơ, với giai

đoạn khởi động thấp (khoảng 1,2 kg COD. m-3

. d-1

) và tăng dần theo thời gian,

để đạt một giá trị nào đó đối với từng loại nước thải [45. 46].

Tốc độ dâng nước trong từng bể xử lý được điều chỉnh sao cho bùn không

bị lắng và không (hoặc ít) bị tràn sang bể tiếp theo, tức là phụ thuộc cả vào

lượng khí sinh ra từ quá trình xử lý, thường nằm trong khoảng 0,6 – 1,5 m. h-1

.

Phân bố nước vào đáy bể cần đều để tránh tạo ra các góc chết và tránh tích

tụ bùn vào một số vùng của diện tích đáy bể. Phân bố không đều làm giảm

hiệu quả xử lý của kỹ thuật ABR.

Nguyên tắc xử lý hợp chất nitơ, photpho bằng

phương pháp vi sinh.

Trong môi trường nước, hợp chất nitơ tồn tại chủ yếu ở dạng amoni,

amoniac, nitrat, ít hơn ở dạng nitrit và trong hợp chất hữu cơ. Thành phần

được xem là bền đối với trường và không gây hiệu quả xấu cho môi trường là

khí nitơ.

Xử lý hợp chất nitơ trong nước thải với mục tiêu cao nhất về phương diện

công nghệ là chuyển hóa chúng về dạng khí nitơ.

8


~ 210 ~

Nhìn chung, tất cả mọi loại nước thải đều chứa hợp chất nitơ và hợp chất

hữu cơ dạng carbon, với một tỉ lệ C/N nào đó.

Trong quá trình xử lý nước thải bằng phương pháp vi sinh, một lượng chất

hữu cơ và dinh dưỡng được sử dụng để xây dựng tế bào, một lượng cơ chất

được vi sinh vật sử dụng để sản xuất năng lượng thông qua các phản ứng sinh

hóa. Tỉ lệ giữa lượng cơ chất tham gia xây dựng tế bào với lượng cơ chất tham

gia phản ứng sinh hóa phụ thuộc vào hiệu suất sinh khối của quá trình đó: hiệu

suất sinh khối của vi sinh dị dưỡng hiếu khí đạt 60 - 70%, trong khi hiệu suất

sinh khối của vi sinh dị dưỡng yếm khí chỉ khoảng 5%. Thành phần carbon,

nitơ và photpho trong tế bào của các loại vi sinh là gần giống nhau: 50% C,

14% N và 3% P tính theo khối lượng khô [xem phần 5, bảng 5. 3)]. Do hiệu

suất sinh khối của các loại vi sinh là khác nhau (các quá trình xử lý khác nhau)

nên lượng chất dinh dưỡng cần thiết cho một quá trình xử lý cũng khác nhau

khi tính theo nồng độ của chúng trong nước thải.

Trong các tài liệu chuyên môn về xử lý nước thải theo phương pháp bùn

hoạt tính, tỉ lệ giữa BOD/N/P trong nước thải cần xử lý được xem là cân đối

khi nó đạt giá trị 100/5/1. Tỉ lệ này được đưa ra trên cơ sở: hiệu suất sinh khối

của vi sinh dị dưỡng hiếu khí (ví dụ 0,6 kg SK/kg BOD), tỉ lệ C/BOD, thành

phần C, N, P trong tế bào và tốc độ quá trình phân hủy nội sinh (tiêu hao chất

hữu cơ, hình thành amoni). Với các quá trình khác (yếm khí, thiếu khí), hiệu

suất sinh khối thấp hơn nên tỉ lệ cân đối giữa BOD/N, BOD/P sẽ cao hơn.

Trong một nguồn thải, tỉ lệ BOD/N > 20 và BOD/P > 100 đồng nghĩa với

nguồn thải đó thiếu dinh dưỡng (N, P) cho quá trình xử lý bùn hoạt tính, khi

đó cần phải bổ xung N, P cho hệ. Nước thải thiếu dinh dưỡng thường là loại

nước thải chế biến nông sản, mía, đường, bia, rượu.

Khi tỉ lệ BOD/N < 20, BOD/P < 100 thì nguồn thải đó sẽ thừa thành phần

dinh dưỡng, lượng dư thừa là lượng còn lại sau khi vi sinh vật đã sử dụng để

xây dựng tế bào. Nước thải từ các quá trình chế biến thủy sản, giết mổ gia súc,

thuộc da, nước thải sinh hoạt... thuộc loại dư dinh dưỡng cho quá trình xử lý

hiếu khí (và đương nhiên càng dư thừa nhiều hơn cho các quá trình khác).

Trong một nguồn thải, khi hệ thống xử lý hoạt động, luôn tồn tại nhiều

chủng loại vi sinh có khả năng cùng sống trong môi trường (ví dụ loại vi sinh

hiếu khí tự dưỡng hoặc dị dưỡng, vi sinh vật yếm khí lên men chất hữu cơ

hoặc khử sunfat). Tỉ lệ của các loại vi sinh vật trong cả quần thể trong giai

đoạn ổn định phụ thuộc trước hết vào đặc trưng ô nhiễm của nước thải. Trong


~ 211 ~

cùng điều kiện môi trường hiếu khí, tỉ lệ loại vi sinh vật hiếu khí dị dưỡng

(oxy hóa chất hữu cơ) với loại vi sinh hiếu khí tự dưỡng (oxy hóa amoni) phụ

thuộc vào tỉ lệ BOD/N của nguồn nước thải (bảng 8. 1).

Bảng 8. 1. Tỉ lệ vi sinh tự dưỡng (%) trong các hệ xử lý hiếu khí có đặc trưng

BOD/TKN khác nhau (TKN là hợp chất nitơ Kjehdahl gồm amoni và nitơ

trong hợp chất hữu cơ [1].

Tỉ lệ

BOD/TKN

Vi sinh tự

dưỡng (%)

Tỉ lệ

BOD/TKN

Vi sinh tự

dưỡng (%)

0,5 35,0 5 5,4

1 21,0 6 4,3

2 12,0 7 3,7

3 8,3 8 3,3

4 6,4 9 2,9

Trong quá trình oxy hóa một giai đoạn - xử lý đồng thời BOD và amoni, tỉ

lệ vi sinh tự dưỡng trong sinh khối có thể xác định thông qua hàm lượng

amoni và BOD được loại bỏ [4].

R =

Tỷ lệ trên được tính từ hiệu suất sinh khối của vi sinh tự dưỡng (0,16) và

của vi sinh dị dưỡng (0,6) trong giai đoạn hoạt động ổn định của một hệ xử lý.

Khả năng phát triển của loại vi sinh tự dưỡng hiếu khí thấp hơn nhiều so

với loại dị dưỡng hiếu khí, vì vậy khi đặt vấn đề xử lý hợp chất nitơ đối với

một nguồn nước thải nào đó thì vấn đề xử lý chất hữu cơ (BOD) chỉ là đối

tượng thứ yếu. Trong phần lớn các trường hợp, khi hệ xử lý đã giải quyết được

hợp chất nitơ thì đồng thời đã giải quyết xong đối tượng chất hữu cơ, điều đó

đồng nghĩa với quá trình xử lý hợp chất nitơ đòi hỏi những điều kiện cao hơn

nhiều so với xử lý hợp chất hữu cơ.

8. 1. Quá trình oxy hóa amoni.

Xử lý amoni theo phương pháp vi sinh vật thành hợp chất bền là N2 trải qua

chặng đường vòng: oxy hóa hợp chất nitơ có hóa trị -3 (NH3, NH4+) lên hóa trị

0,16 NH3 (loại bỏ)

0,16 BOD (loại bỏ) + 0,16 NH3 (loại bỏ)


~ 212 ~

+3, +5 (NO2-, NO3

-) rồi sau đó lại khử từ hóa trị dương về hóa trị không (N2)

chứ không thể oxy hóa trực tiếp từ hóa trị -3 về hóa trị không.

Oxy hóa amoni với tác nhân oxy hóa là oxy phân tử còn có tên gọi là nitrat

hóa, được hai loại vi sinh vật thực hiện kế tiếp nhau:

NH4+ + 1,5 O2 NO2

- + 2 H

+ + H2O (8-1)

NO2- + 0,5 O2 NO3

- (8-2)

NH4+ + 2 O2 NO3

- + 2 H

+ + H2O (8-3)

Phản ứng (8-1), (8-2) được thực hiện do chủng vi sinh vật Nitrosomonas và

Nitrobacter để sản xuất năng lượng. Năng lượng thu được từ hai phản ứng trên

hoặc từ tổng của hai phản ứng (8-3) rất thấp: 57 kcal/mol cho phản ứng hình

thành nitrit và 19 kcal/mol cho phản ứng hình thành nitrat [5], thấp hơn nhiều

khi so sánh với phản ứng oxy hóa chất hữu cơ do vi sinh vật hiếu khí dị dưỡng

thực hiện: năng lượng thu được từ phản ứng oxy hóa axit axetic là 207

kcal/mol. Đó chính là lý do dẫn đến hiệu suất sinh khối của vi sinh tự dưỡng

thấp hoặc tốc độ phát triển của chúng chậm.

Từ phản ứng (8-3) cho thấy: để oxy hóa 1 mol NH4+ cần 1 mol oxy, tương

ứng với 4,57 g oxy/g nitơ trong hợp chất amoni (NH4-N). Phản ứng oxy hóa tạo

thành nitrit (8-1) sinh ra H+: oxy hóa 1 mol amoni tạo ra 2 mol H

+. Trong môi

trường nước thải, pH thấp hơn 8,2 thì độ kiềm của nước chính là do sự có mặt

của ion bicarbonat, HCO3-. Ion bicarbonat phản ứng với H

+ sinh ra từ phản

ứng, tạo ra axit carbonic có tác dụng kìm hãm một phần mức độ suy giảm pH

của môi trường, nói cách khác là bicarbonat có vai trò chất đệm của hệ. Lượng

bicarbonat tiêu hao là 122 mg/2 mol H+, tương ứng với 8,6 g HCO3

-/g NH4-N

hoặc nếu độ kiềm tính theo CaCO3 thì giá trị trên sẽ là 7,14 g CaCO3/g NH4-N

(50 g CaCO3 tương ứng với 61 g HCO3-).

Phản ứng hóa học (8-1), (8-2) chỉ mô tả phản ứng tỷ lượng của amoni với

oxy do vi sinh vật thực hiện nhằm sản xuất năng lượng để duy trì sự sống và

phát triển. Nitrosomonas và Nitrobacter thuộc loại vi sinh vật tự dưỡng, chúng

sử dụng nguồn carbon vô cơ (chủ yếu là HCO3- và CO2) cùng với các chất

dinh dưỡng (N, P, vi lượng...) để xây dựng tế bào. Thành phần nitơ được ưa

chuộng nhất để xây dựng tế bào là amoni. Thành phần oxy trong tế bào

(C5H7O2N) được lấy từ CO2 hoặc HCO3-. Nếu lấy hiệu suất sinh khối của cả

hai loại vi sinh trên là 0,17 g/g NO3-N tạo thành thì phản ứng tổng thể của quá

trình oxy hóa amoni thành nitrat sẽ là [2]:


~ 213 ~

1,02NH4+

+ 1,89O2 + 2,02HCO3-

0,021C5H7O2N

+1,06 H2O + 1,92H2CO3 + 1,00NO3- (8-4)

Tỉ lệ tiêu hao oxy và độ kiềm trong phản ứng (8-4) không khác nhiều lắm

so với phản ứng (8-3) do hiệu suất sinh khối của vi sinh tự dưỡng thấp.

Oxy hóa amoni gồm hai phản ứng kế tiếp nhau nên tốc độ oxy hóa của cả

quá trình bị khống chế bởi giai đoạn có tốc độ chậm hơn. Từ các kết quả

nghiên cứu cho thấy tốc độ phát triển của Nitrosomonas chậm hơn so với loại

Nitrobacter và vì vậy nồng độ nitrit thường rất thấp trong giai đoạn ổn định,

chứng tỏ rằng giai đoạn oxy hóa từ amoni thành nitrit là bước quyết định tốc

độ phản ứng oxy hóa đối với một hệ xử lý hoạt động bình thường. Vì lý do đó,

trong khi tính toán theo mô hình động học người ta chỉ sử dụng các thông số

liên quan đến loại vi sinh Nitrosomonas đặc trưng cho quá trình oxy hóa

amoni (hai loại vi sinh tự dưỡng trên có tên chung là Nitrifier).

Tốc độ phát triển của vi sinh vật tự dưỡng tuân theo qui luật động học

Monod (xem phần 6. 1) đối với từng yếu tố ảnh hưởng hay đối với từng loại

cơ chất cần thiết cho vi sinh vật.

Hai yếu tố (cơ chất) có ảnh hưởng quan trọng đến tốc độ sinh trưởng của vi

sinh tự dưỡng là nồng độ amoni và oxy hòa tan, chúng tác động lên tốc độ sinh

trưởng của vi sinh theo dạng qui luật hàm Monod:

DONN

Nm

KDO

DO

KS

S.. (8-5)

, m: Hằng số phát triển riêng và cực đại của vi sinh tự dưỡng. SN là nồng

độ amoni, DO là nồng độ oxy hòa tan, KN, KDO là hằng số bán bão hòa của

amoni và của oxy.

Trong phương trình (8-5) chứa ba thông số động học m, KN và KDO. Giá trị

của cả KN và KDO thu được từ thực nghiệm biến động trong khoảng rộng: KDO

nằm trong khoảng 0,15 - 2,0 mg O2/l, KN từ 0,256 - 1,84 mg NH4-N/l. Mặt

khác các giá trị hằng số bán bão hòa cũng phụ thuộc vào nhiệt độ, ví dụ: đối

với loại Nitrosomonas:

KN =0,4. )15(118,0 oTe (8-6)

Giá trị KN giảm khi nhiệt độ giảm. Do sự tản mạn của giá trị KN nên trong

tính toán thiết kế có thể chấp nhận giá trị 1,0 mg N/l cho KN tại 20oC hoặc thấp


~ 214 ~

hơn. Giá trị KDO có thể chấp nhận là 1 mg O2/l [2] hoặc với giá trị khá đặc

trưng là 0,4 [3].

Giá trị KDO từ các thí nghiệm khác nhau nằm trong khoảng 0,15 - 2,0 mg/l,

đó là số liệu có tính tản mạn rất cao, nếu chú ý tới quá trình xử lý bùn hoạt

tính, nồng độ oxy hòa tan thường chỉ được duy trì 2 - 3 g/m3. Nếu chấp nhận

giá trị KDO = 2 mg/l hoặc 0,15 mg/l thì kinh nghiệm xử lý theo phương pháp

bùn hoạt tính với số liệu DO là không thể chấp nhận: hoặc quá thiếu khi KDO =

2 mg/l hoặc quá thừa khi KDO = 0,15 mg/l.

Nguyên nhân của hiện tượng trên liên quan chủ yếu đến cấu trúc của các

tập hợp keo tụ vi sinh vật và quá trình khuyếch tán của oxy trong đó [2, 3].

Nồng độ oxy trong hỗn hợp bùn - nước khác với nồng độ oxy trong tập hợp

keo tụ, nơi các phản ứng oxy hóa chất hữu cơ và amoni xảy ra. Tăng nồng độ

oxy trong nước sẽ thúc đẩy dòng khuyếch tán trong tập hợp vi sinh nhưng

thường tốc độ tiêu thụ oxy trong tập hợp keo tụ lớn hơn lượng oxy do dòng

khuyếch tán mang lại, nói cách khác quá trình khuyếch tán của oxy khi đó

đóng vai trò quyết định tốc độ phản ứng. Nồng độ oxy trong tập hợp keo tụ bị

chi phối bởi một loạt các yếu tố: kích thước, hình dạng, khối lượng riêng của

hạt keo tụ, tốc độ khuấy trộn của hỗn hợp, nhiệt độ của khối phản ứng, tốc độ

sinh trưởng và phản ứng sinh hóa xảy ra trong đó.

Thành phần vi sinh vật trong tập hợp hạt keo tụ bao gồm cả loại vi sinh dị

dưỡng và tự dưỡng, loại dị dưỡng có tốc độ tiêu thụ chất hữu cơ, oxy và amoni

(để xây dựng tế bào) nhanh hơn so với loại tự dưỡng và vì vậy sự phát triển

của loại tự dưỡng bị hạn chế và do vậy giá trị KDO sẽ cao.

Thời gian lưu tế bào (tuổi bùn) của các hệ xử lý bùn hoạt tính thấp do tốc

độ oxy hóa BOD cao, tốc độ dòng khuyếch tán lớn và vì vậy không cần thiết

phải duy trì nồng độ oxy cao trong nước. Ngược lại đối với quá trình nitrat

hóa, thời gian lưu tế bào thường lớn, lượng oxy tiêu thụ trong các hạt keo tụ

thấp và vì vậy nồng độ oxy trong đó khá cao (so với oxy hóa BOD). Để duy trì

tốc độ oxy hóa amoni cao, cần tăng cường nồng độ oxy trong nước để tăng

động lực quá trình khuyếch tán, vì vậy giá trị KDO cao. Hiện tượng quan sát

được là khi oxy hóa đồng thời BOD và amoni trong cùng một hệ thì tốc độ oxy

hóa amoni chậm hơn so với hệ oxy hóa hai giai đoạn phù hợp với giải thích

trên.

Ảnh hưởng của nhiệt độ


~ 215 ~

Nhiệt độ cũng ảnh hưởng đến tốc độ phát triển của vi sinh tự dưỡng: tăng

khi nhiệt độ tăng. Từ thực nghiệm đã xây dựng được mối quan hệ giữa m và

nhiệt độ theo các loại tương quan định lượng khác nhau và vì vậy sẽ thu được

các giá trị khác nhau. Một trong những hàm tương quan hay được sử dụng là

phương trình Downing:

m 0,47. exp[0,098(T-15)] (8-7)

T: nhiệt độ (oC).

Ảnh hưởng của pH

Sự phụ thuộc của tốc độ sinh trưởng vào pH của môi trường đã được

nghiên cứu rất kỹ: pH tối ưu cho quá trình nằm trong một khoảng khá rộng

xung quanh pH = 8 (7,6-8,6), pH < 6,2 hoặc pH > 10 ức chế hầu như hoàn

toàn quá trình hoạt động của vi sinh vật.

Trong vùng pH mà vi sinh tự dưỡng hoạt động, ảnh hưởng của pH lên hằng

số phát triển riêng cực đại theo tỉ lệ tại điểm tối ưu so với các điểm khác (tỉ lệ

R, giá trị cao nhất là 1) được tính:

R = 1 - 0,83(7,2 - pH) (8-8)

Biểu thức (8-8) chỉ là một trong nhiều phương trình mô tả ảnh hưởng của

pH có thể sử dụng để tính toán.

Ảnh hưởng của độc tố

Như đã đề cập ở phần trên, trong hai loại vi sinh tự dưỡng tham gia vào quá

trình oxy hóa amoni thì loại Nitrosomonas có tốc độ sinh trưởng chậm hơn

loại Nitrobacter với hiệu suất sinh khối nằm trong khoảng 0,05 - 0,29g SK hữu

hiệu/g NH4-N (0,15 là giá trị thường dùng để tính toán thiết kế) [3].

Thông thường loại vi sinh vật có tốc độ phát triển chậm thì có sức sống và

chịu đựng hoàn cảnh bất lợi của môi trường tốt hơn loại phát triển nhanh, ví dụ

loại vi sinh vật yếm khí có khả năng chịu đựng tốt hơn loại hiếu khí. Tuy vậy,

so với loại vi sinh vật dị dưỡng, loại tự dưỡng có sức chịu đựng thấp hơn,

chúng bị ức chế hoặc mất khả năng hoạt động do tác động của nhiều loại độc

tố: một số họ chất hữu cơ, kim loại nặng. Các độc tố đối với vi sinh tự dưỡng

có thể chỉ có tác động ức chế hoặc tiêu diệt chúng phụ thuộc vào dạng cụ thể

và nồng độ. Một loạt các hợp chất hữu cơ tổng hợp có độc tính cao đối với vi

sinh tự dưỡng là: hợp chất phenol, hợp chất chứa clo, hợp chất nitơ. Liều gây

chết LC-50 khá thấp đối với Nitrosomonas. Ví dụ LC-50 đối với


~ 216 ~

Nitrosomonas của methylen chlorid: 1,2 mg/l; chloroform: 0,48 mg/l; 1. 1. 2.

2. tetrachloroethan: 1,4 mg/l; trichloromethylen: 0,81 mg/l; 1. 3

dichloropropen: 0,67 mg/l; 5 chloro-1 pentyne: 0,59 mg/l và đặc biệt là 2-

chloropropionic axit: 0,04 mg/l. Mức độ chịu đựng các hợp chất trên của loại

vi sinh dị dưỡng cao hơn nhiều lần, từ vài chục đến một ngàn lần lớn hơn [3].

Ảnh hưởng của một số anion như sau: với nồng độ florua 100 mg/l sẽ làm

giảm quá trình nitrat hóa 80%. Sunfat với nồng độ tới 50 mg/l không gây ảnh

hưởng. Clorua có ảnh hưởng khá mạnh, tốc độ oxy hóa amoni giảm gần như

tuyến tính khi nồng độ clorua tăng trong khoảng 40 đến 70 mg/l. Tốc độ nitrat

hóa giảm tới 60% khi nồng độ nitrit NO2--N nằm trong khoảng một vài trăm

mg/l tại pH = 8 [3, 22].

Trong trường hợp nước thải chứa các chất hữu cơ gây độc có thể sử dụng

than hoạt tính dạng bột để hấp phụ các độc tố nhằm làm giảm tác động độc hại

của chúng hoặc có thể áp dụng giải pháp xử lý hai giai đoạn trong đó giai đoạn

đầu tập trung vào xử lý chất hữu cơ.

Kim loại nặng với nồng độ: Ni (0,25 mg/l), Cr (0,25 mg/l), Cu (0,1 - 0,5

mg/l) ức chế hoàn toàn khả năng hoạt động của Nitrosomonas. Xianua là loại

độc tố mạnh, tính độc tăng cùng với nồng độ: với nồng độ 0,1 - 0,2 mg/l hiệu

quả oxy hóa amoni giảm tới 50% và ức chế hoàn toàn trong vùng nồng độ 0,6

- 0,7 mg/l [3].

Một đặc trưng rất đáng chú ý về độc tính đối với vi sinh tự dưỡng là

amoniac và axit nitrơ ở dạng trung hòa - sản phẩm và nguyên liệu của chính

quá trình oxy hóa. Cả Nitrosomonas lẫn Nitrobacter đều bị ức chế bởi hai hợp

chất trên, tuy nhiên Nitrosomonas ít bị nhạy cảm bởi amoniac hơn so với

Nitrobacter. Trong quá trình oxy hóa nitrit thành nitrat Nitrobacter bị ức chế

với nồng độ amoniac (trung hòa) trong khoảng 0,1 - 1,0 mg NH3-N/l, còn

trong quá trình oxy hóa amoni thành nitrit Nitrosomonas bị ức chế với nồng độ

amoniac 5 - 20 mg NH3-N/l [2]. Vì vậy đối với loại nước thải có nồng độ

amoni lớn và pH cao, loại Nitrobacter sẽ bị ức chế mạnh, khả năng oxy hóa

đến nitrat bị hạn chế, nồng độ nitrit tích lũy cao. Đối với nước thải sinh hoạt,

độc tính của amoniac không đáng kể do nồng độ không lớn và pH không quá

cao, chỉ xung quanh điểm trung hòa. Với các loại nước thải công nghiệp có

hàm lượng amoniac cao và pH lớn thì nguy cơ nhiễm độc của vi sinh tự dưỡng

bởi amoniac dễ xảy ra, khi đó việc kiểm soát pH là cần thiết hoặc áp dụng xử


~ 217 ~

lý hai giai đoạn với pH tại mỗi giai đoạn là khác nhau nhằm tách riêng hai loại

để thực hiện quá trình oxy hóa amoni.

Ngược lại với amoniac là loại bazơ yếu, axit HNO2 là loại axit yếu, tồn tại ở

dạng trung hòa khi pH thấp và chỉ thể hiện độc tính tại vùng pH thấp.

Oxy hóa amoni thành nitrit tại pH thấp bị ức chế mạnh hơn so với oxy hóa

nitrit thành nitrat do sự có mặt của axit nitrơ dạng trung hòa. Với nồng độ oxy

tan cao, mức độ tích lũy của nitrit giảm.

Ảnh hưởng của amoniac, nitrit và pH lên hiệu quả hoạt động của

Nitrobacter được ghi nhận khác nhau đối với các hệ quan sát và được trình bày

trong bảng 8. 2.

Bảng 8. 2. Nồng độ amoni/amoniac (tổng), nitrit có tác dụng ức chế

Nitrobacter [2].

pH NH4-N (mg/l) NO2-N (mg/l)

6,0 210 - 2100 30 - 330

6,5 70 - 700 88 - 1050

7,0 20 - 210 260 - 3320

7,5 7 - 70 -

8,0 2 - 20 -

Ức chế quá trình oxy hóa amoni do độc tố thường xảy ra đối với nước thải

công nghiệp, do sự có mặt của các hợp chất độc hại dạng hữu cơ hoặc vô cơ.

Để xử lý một nguồn nước thải công nghiệp chứa hợp chất hữu cơ và hợp chất

chứa nitơ tại nhiệt độ 20 - 24oC cần thời gian lưu tế bào tối thiểu là 25 ngày,

cũng tại nhiệt độ đó chỉ cần thời gian lưu tế bào là 4 ngày là đủ để nitrat hóa

nước thải sinh hoạt. Nếu nhiệt độ xử lý là 10oC thì thời gian lưu tế bào tối

thiểu tương ứng của hai hệ trên là 60 ngày và 12 ngày. Tại nhiệt độ thấp,

không những hoạt tính mà cả sức chịu đựng của vi sinh tự dưỡng đều giảm

hơn so với vi sinh dị dưỡng khi thành phần ô nhiễm của nước thải thay đổi [3].

Nhìn chung, vi sinh vật tự dưỡng rất dễ bị ức chế bởi nhiều loại độc tố khác

nhau, dẫn tới tốc độ oxy hóa các loại nước thải cũng rất khác nhau, vì vậy khi

thiết kế một hệ xử lý nước thải cụ thể nên tiến hành nghiên cứu trước trong

phòng thí nghiệm hoặc nghiên cứu đánh giá ở qui mô pilot.


~ 218 ~

Điều cần chú ý khi sử dụng các thông số động học từ số liệu đã được công

bố để tính toán là giá trị hằng số phát triển riêng và hằng số phát triển riêng

cực đại [xem phương trình (6-1), (6-2), (6-4), (8-5)] được thể hiện không

thống nhất.

Ảnh hưởng của pH, nhiệt độ đôi khi được qui về cho m như trong tài liệu

[2] hoặc qui cho trong tài liệu [4], tức là m chứa yếu tố ảnh hưởng của nhiệt

độ và pH hoặc không chứa các yếu tố trên. Do đó m sẽ có giá trị khác nhau

trong các trường hợp nêu trên, ví dụ khi viết:

)]2,7(833,01[.47,0... )15(098,0 pHeKDO

DO

KS

S T

DONN

N

m

(8-9)

tức là m không chứa yếu tố ảnh hưởng của nhiệt độ và pH nên có thể đưa ra

số liệu: khi tính toán chọn bước oxy hóa từ amoni thành nitrat (bước chậm

nhất) với m = 0,45 d-1

tại 15oC [4]. Trong trường hợp sử dụng phương trình

(8-5) thì m đã chứa yếu tố ảnh hưởng của nhiệt độ và pH.

Cũng tương tự như vi sinh vật dị dưỡng, hoạt tính của vi sinh vật tự dưỡng

được thể hiện qua thời gian lưu tế bào, thời gian lưu tế bào cần đạt một giá trị

tối thiểu nào đó (thường lớn hơn so với loại dị dưỡng) thì hệ xử lý mới có tác

dụng. Có thể sử dụng biểu thức (7-62) để tính thời gian lưu tế bào tối thiểu cho

vi sinh vật tự dưỡng:

pp

tc

kkkY

.1

,

(8-10)

- kp là hệ số tốc độ phát triển riêng thực của vi sinh tự dưỡng, kp là hằng

số phân hủy nội sinh. Trong thực tế khi thiết kế hệ xử lý, thời gian lưu tế bào

được chọn ít nhất gấp đôi giá trị c,t.

Các thông số động học có thể tra từ tài liệu, ví dụ các giá trị cho trong bảng

6. 3, 6. 4.

Trong hệ xử lý theo kỹ thuật màng vi sinh, sự cạnh tranh giữa vi sinh tự

dưỡng và dị dưỡng mãnh liệt hơn so với hệ huyền phù. Sự có mặt của chất hữu

cơ với nồng độ cao trong nước thải thúc đẩy sự phát triển của vi sinh vật dị

dưỡng trong màng, vi sinh vật tự dưỡng chỉ có thể phát triển khi nồng độ chất

hữu cơ giảm đến một mức độ nào đó, thường là với mức BOD < 20 mg/l.


~ 219 ~

Do hạn chế về tốc độ chuyển khối của cơ chất trong màng (DO, BOD,

NH4+) tốc độ oxy hóa amoni xảy ra chậm hơn so với trong hệ huyền phù (xem

thêm 7. 2. 2. 3, 7. 2. 2. 4) tuy nhiên kỹ thuật trên có lợi thế hơn về mặt chịu sốc

và sự thăng giáng nhiệt độ cũng như không cần sử dụng bể lắng thứ cấp và

quay vòng bùn (phần lớn).

8. 2. Quá trình khử nitrat.

Nitrat - sản phẩm cuối cùng của quá trình oxy hóa amoni chưa được xem là

bền vững và còn gây độc cho môi trường nên cần được tiếp tục chuyển hóa về

dạng khí nitơ, tức là thực hiện một quá trình khử hóa học, chuyển hóa trị của

nitơ từ +5 (NO3-) về hóa trị không (N2).

Vi sinh vật thực hiện quá trình khử trên có tên chung là Denitrifier bao gồm

ít nhất là 14 loại vi sinh vật, ví dụ Bacillus, Pseudomonas, Methanomonas,

Thiobacillus [2]. Phần lớn loại vi sinh trên thuộc loại tùy nghi với nghĩa là

chúng sử dụng oxy hoặc nitrat, nitrit làm chất oxy hóa (nhận điện tử trong các

phản ứng sinh hóa) để sản xuất năng lượng.

Quá trình khử nitrat thường được nhận dạng là khử nitrat yếm khí, tuy

nhiên diễn biến quá trình sinh hóa không phải là quá trình lên men yếm khí

(xem 5. 2. 2) mà nó giống quá trình hô hấp hiếu khí nhưng thay vì sử dụng

oxy, vi sinh vật sử dụng nitrat, nitrit khi môi trường không có oxy cho chúng.

Vì vậy quá trình khử nitrat xảy ra chỉ trong điều kiện thiếu khí oxy (anoxic).

Sự khác biệt giữa quá trình hiếu khí và thiếu khí là loại enzym tham gia vào

giai đoạn vận chuyển điện tử cho hợp chất nitơ ở bước cuối cùng trong cả

chuỗi phản ứng (reductase enzym).

Để khử nitrat, vi sinh vật cần có chất khử (nitrat là chất oxy hóa), chất khử

có thể là chất hữu cơ hoặc vô cơ như H2, S, Fe2+

.

Phần lớn vi sinh vật nhóm Denitrifier thuộc loại dị dưỡng, sử dụng nguồn

carbon hữu cơ để xây dựng tế bào ngoài phần sử dụng cho phản ứng khử

nitrat. Rất ít vi sinh vật Denitrifier thuộc loại tự dưỡng, ví dụ loại Thiobacillus

Denitrificant sử dụng lưu huỳnh làm chất khử để sản xuất năng lượng và sử

dụng nguồn carbon vô cơ (CO2, HCO3-) để xây dựng tế bào.

Quá trình khử nitrat xảy ra theo bốn bậc liên tiếp nhau với mức độ giảm hóa

trị của nguyên tố nitơ từ +5 về +3, +2, +1 và 0:

NO3- NO2

- NO (khí) N2O (khí) N2 (khí) (8-11)


~ 220 ~

Phản ứng khử nitrat với chất hữu cơ là metanol hay axit axetic xảy ra theo

phương trình (8-12); (8-13) [2]:

6NO3- + 5CH3OH 3N2 + 5CO2 + 7H2O + 6OH

- (8-12)

8NO3- + 5CH3COOH 4N2 + 10CO2 + 8OH

- (8-13)

Trong phản ứng (8-12), (8-13), ion hydroxyl và khí carbonic hình thành kết

hợp với nhau tạo thành bicarbonat HCO3-.

Nếu sử dụng một chất hữu cơ nào đó từ nguồn nước thải với công thức

chung là C18H19O9N (xem 7. 2. 1) thì quá trình khử nitrat xảy ra [5]:

70

1C18H19O9N +

5

1NO3

- +

5

1H

+

10

1N2 +

70

17CO2 +

70

1HCO3

-+

70

1

NH4++

5

1H2O (8-14)

Năng lượng thu được từ phản ứng khử là 24,6 kcal/mol tính theo NO3--N.

Song song với quá trình khử nitrat, quá trình tổng hợp tế bào cũng diễn ra,

khi đó lượng chất hữu cơ tiêu hao cho cả quá trình cao hơn so với lượng cần

thiết cho phản ứng hóa học.

Sử dụng metanol làm chất cho điện tử của quá trình khử nitrat và nitrit cùng

với tổng hợp tế bào sẽ thu được:

NO3- + 1,08CH3OH + 0,24H2CO3 0,056 C5H7NO2 + 0,47N2 +

1,68H2O + HCO3- (8-15)

NO2- + 0,67CH3OH + 0,53H2CO3 0,04 C5H7NO2 + 0,48N2 +

1,23H2O + HCO3- (8-16)

Từ các phương trình phản ứng trên cho thấy để khử 1g nitrat cần 2,86 g

chất hữu cơ tính theo COD và thu được 4,35g HCO3- khi nguồn nitơ để tổng

hợp tế bào là nitrat hoặc 3,7g HCO3- khi nguồn nitơ tổng hợp tế bào là amoni.

Lượng sinh khối thu được từ quá trình khử nitrat nằm trong khoảng 0,46 -

0,69 g/g tính theo chất hữu cơ.

Lượng chất hữu cơ sử dụng để khử nitrit thấp hơn so với khử nitrat tính

theo cùng đơn vị nitơ, xấp xỉ 62% tính từ phương trình (8-15) và (8-16). Tính

theo lý thuyết thì giá trị trên là 60% (giảm hóa trị từ +5 và +3 về không).

Trong hệ khử nitrat bởi vi sinh vật, mức độ tiêu hao chất điện tử phụ thuộc

vào sự có mặt của các chất nhận điện tử (chất oxy hóa) trong hệ: oxy hòa tan,


~ 221 ~

nitrat, nitrit và sunfat. Trong các hợp chất trên thì oxy hòa tan có khả năng

phản ứng tốt nhất với các chất khử vì trong hệ luôn tồn tại cả loại vi sinh vật dị

dưỡng hiếu khí hoặc phần lớn loại vi sinh Denitrifier có khả năng thay đổi quá

trình trao đổi chất từ phương thức sử dụng oxy sang nitrat [5]. Vi sinh vật chỉ

sử dụng đến nitrat và nitrit khi môi trường đã cạn kiệt nguồn oxy hòa tan. Mức

độ cạnh tranh về phương diện sử dụng chất cho điện tử để khử nitrat và nitrit

là ngang nhau. Oxy hóa với sunfat khó hơn nên phản ứng giữa sunfat với chất

hữu cơ chỉ xảy ra khi oxy tan, nitrit, nitrat đã bị tiêu thụ hết. Trong trường hợp

không cung cấp đủ các chất cho điện tử thì phản ứng khử nitrat có thể dừng lại

ở giữa chừng, không tạo ra đến sản phẩm cuối cùng là khí nitơ.

Các chất hữu cơ mà vi sinh Denitrifier có thể sử dụng khá đa dạng: từ

nguồn nước thải, là các hợp chất hóa học xác định được đưa từ ngoài vào hoặc

các chất hữu cơ hình thành từ phân hủy nội sinh. Một số chất và nguồn hữu cơ

có thể sử dụng là: axeton, axit axetic, etanol, metanol, đường glucose, rỉ

đường, metan, siro hoa quả, nước thải giàu thành phần COD. Khi không có

nguồn hữu cơ rẻ tiền từ nước thải hoặc từ các phế phẩm thì metanol và axit

axetic là loại được ưa dùng. Để khử nitrat cho nước sinh hoạt có thể dùng

etanol và khí hydro [5].

Tốc độ phát triển của vi sinh Denitrifier phụ thuộc vào chất hữu cơ được

mô tả bởi phương trình động học dạng Monod. Bậc của phản ứng đối với nitrat

và chất hữu cơ là bậc không và nếu chọn mật độ vi sinh vật là biến số thì bậc

của phản ứng là 1. Do vậy, tốc độ phản ứng khử nitrat có thể thể hiện theo

nhiều cách khác nhau, ví dụ:

vi = k (8-17)

vi = k.X (8-18)

k là hằng số tốc độ phản ứng, X là nồng độ vi sinh vật.

Khi hệ được bổ xung chất hữu cơ từ ngoài vào, thể hiện qua tỉ lệ F/M hoặc

sử dụng chất hữu cơ từ quá trình phân hủy nội sinh thì tốc độ nitrat hóa có thể

mô tả qua phương trình kinh nghiệm (8-19), (8-20) [5]:

vi = 0,03(F:M) + 0,029 (8-19)

vi = 0,12.c-0,706

(8-20)

c là thời gian lưu tế bào.


~ 222 ~

Tốc độ khử nitrat phụ thuộc mạnh vào các yếu tố: nồng độ oxy hòa tan, pH,

nhiệt độ và dạng kỹ thuật phản ứng.

Ảnh hưởng của oxy.

Nồng độ oxy có tác động trực tiếp là oxy ở bên trong tập hợp keo tụ hoặc ở

trong màng vi sinh chứ không phải là oxy trong chất lỏng có thể đo được.

Trong phương trình Monod, ảnh hưởng tích cực của một loại cơ chất nào

đó lên tốc độ một phản ứng có dạng tiệm cận: So/(So + Ko). Do oxy là tác nhân

ức chế tốc độ phản ứng khử nitrat nên chúng có tác động ngược lại: nồng độ

oxy càng cao thì mức độ ức chế càng lớn, vì thế có thể sử dụng giá trị:

DOK

K

NODO

NODO

)(

)(

3

3 (8-21)

để đánh giá mức độ ức chế của oxy đối với tốc độ khử nitrat. )( 3

NODOK là hằng

số bán bão hòa của oxy có tác động ức chế khử nitrat với ý nghĩa tương tự như

các hằng số bán bão hòa khác (tốc độ giảm 50% tại nồng độ đó). Giá trị của

hằng số trên thay đổi phụ thuộc vào điều kiện cụ thể của hệ xử lý.

Trong hệ bùn hoạt tính hằng số trên có giá trị thấp hơn so với hệ lọc màng

sinh học, trong cùng hệ bùn hoạt tính, giá trị của hằng số giảm khi kích thước

của tập hợp keo tụ vi sinh giảm. Giá trị của )( 3

NODOK dùng để tính toán cho quá

trình khử nitrat thường là giá trị của chính nó đối với quá trình hiếu khí (0,1 -

0,5 mg O2/l) [5].

Ảnh hưởng của tác nhân oxy lên tốc độ phản ứng khử nitrat được thể hiện:

lấy tốc độ phản ứng vi nhân với phương trình (8-21).

Ảnh hưởng của pH.

Cũng giống các quá trình xử lý sinh học khác, khoảng pH tối ưu cho quá

trình khử nitrat nằm trong một khoảng khá rộng: từ 7 - 9, ngoài vùng tối ưu tốc

độ khử nitrat giảm nhanh.

Tại pH 10 và pH 6 tốc độ khử nitrat chỉ còn lại vài phần trăm so với

vùng tối ưu. Vi sinh Denitrifier có khả năng thích nghi với môi trường pH với

nhịp độ chậm.

Trong vùng pH thấp có khả năng xuất hiện các khí có độc tính cao đối với

vi sinh vật từ quá trình khử nitrat như N2O, NO. Chúng có khả năng đầu độc vi

sinh vật với nồng độ thấp.


~ 223 ~


Ảnh hưởng của nhiệt độ lên quá trình khử nitrat tương tự như đối với quá

trình xử lý hiếu khí của vi sinh vật tự dưỡng: tốc độ tăng gấp đôi khi tăng thêm

10oC trong khoảng nhiệt độ 5 - 25

oC. Quá trình khử nitrat cũng có thể xảy ra

trong vùng nhiệt độ 50 - 60oC, mặc dù ít được sử dụng trong thực tế. Trong

điều kiện nhiệt độ cao, tốc độ khử nitrat cao hơn khoảng 50% so với tại 35oC

[5].

Ảnh hưởng của chất hữu cơ.

Bản chất của chất hữu cơ cũng ảnh hưởng đến tốc độ khử nitrat: các chất

hữu cơ tan, dễ sinh hủy tạo điều kiện tốt thúc đẩy tốc độ khử nitrat. Nhiều kết

quả nghiên cứu cho thấy tốc độ khử nitrat tăng dần khi sử dụng chất hữu cơ từ

phân hủy nội sinh, từ nguồn nước thải và chủ động đưa vào hệ như metanol,

axit axetic [5]. Tuy nhiên cũng có rất nhiều nghiên cứu cho thấy nguồn hữu cơ

từ nhiều loại nước thải (lên men, bia, rượu) thúc đẩy tốc độ khử nitrat mạnh

hơn so với metanol [2].

Yếu tố kìm hãm quá trình khử nitrat.

Tuy loại vi sinh Denitrifier ít bị ức chế bởi các loại độc tố nhưng vẫn là vấn

đề cần quan tâm. Oxy có tác dụng ức chế enzym khử nitrit (nitrit redutase) và

vì vậy làm giảm tốc độ khử nitrit. Oxy cũng là tác nhân ức chế enzym khử

nitrat với mức độ mạnh hơn so với enzym khử nitrit. Bằng chứng từ thí

nghiệm cho thấy: với hệ khử nitrat tĩnh đang hoạt động nếu đưa thêm oxy vào

hệ sẽ xuất hiện hiện tượng tích lũy nitrit và nếu ngừng cấp oxy và sục khí

argon vào hệ thì hiện tượng tích lũy nitrit cũng dừng lại. Nồng độ oxy hòa tan

phát huy tác dụng kìm hãm khi nó đạt trên 13% so với mức oxy bão hòa trong

nước.

Nitrit cũng là yếu tố kìm hãm tốc độ khử nitrat: tại pH = 7, nồng độ NO2-N

> 14 mg/l bắt đầu ức chế quá trình vận chuyển chất của vi sinh vật và làm

dừng quá trình khi nồng độ đạt 350 mg/l [2].

8. 3. Một số nguyên tắc thiết kế hệ xử lý hợp chất nitơ.

Khi thiết kế một hệ thống xử lý hợp chất nitơ cần thiết phải đánh giá đầy đủ

các tiêu chí sau:

1) Đặc trưng ô nhiễm của nguồn nước thải.


~ 224 ~

2) Mục tiêu xây dựng hệ xử lý (xây dựng hệ mới hoặc hệ bổ sung).

3) Mức độ tiêu chuẩn thải cần đạt được.

Vấn đề xử lý hợp chất nitơ xuất hiện sau vấn đề xử lý chất hữu cơ BOD

(bậc hai) do đòi hỏi tiêu chuẩn thải nhằm ngăn ngừa hiện tượng phú dưỡng (N,

P), ngăn ngừa hiện tượng giảm thiểu oxy của nguồn nước nhận và gây độc của

amoni. Vì lý do đó nên xử lý hợp chất nitơ nói riêng hoặc dinh dưỡng (N, P)

nói chung được thực hiện với cả hệ thống xử lý mới xây dựng hoặc được ghép

thêm vào các hệ xử lý đã hoạt động và được gọi là hệ thống xử lý bậc ba hoặc

tiên tiến.

Tiêu chuẩn thải phụ thuộc vào đặc trưng của nguồn nước nhận có thể cho

phép đến một giá trị nào đó của từng hợp chất nitơ cụ thể hoặc tổng của chúng.

Tiêu chuẩn thải cùng với đặc trưng ô nhiễm của nguồn thải tác động trực tiếp

đến công nghệ và giá thành xử lý.

Hợp chất nitơ trong nước thải có nồng độ khác nhau trong từng loại nước

thải, chủ yếu nằm ở dạng amoni hay trong hợp chất hữu cơ, dạng tan hoặc

dạng không tan. Nước thải chưa qua xử lý hoặc qua xử lý yếm khí chứa nitrat,

nitrit với nồng độ rất thấp. Một phần hợp chất hữu cơ không tan được tách ra

khỏi nguồn nước thải qua quá trình lắng sơ cấp. Trong quá trình xử lý yếm

khí, hiếu khí phần lớn dạng hợp chất nitơ không tan được chuyển hóa thành

amoni hoặc các dạng vô cơ tan (NO3-, NO2

-). Một phần hợp chất nitơ được vi

sinh vật hấp thu để xây dựng tế bào. Thành phần hợp chất nitơ trong nước thải

sau xử lý bậc hai chủ yếu là nitrat. Đối với nước thải sinh hoạt, quá trình xử lý

thứ cấp chỉ loại bỏ được không quá 30% tổng nitơ trong nước thải. Sự biến

động của 4 thành phần chính: nitơ hữu cơ, amoni/amoniac, nitrat và nitơ tổng

trong từng đơn vị (công đoạn) xử lý được trình bày trong bảng 8. 3.

Bảng 8. 3. Hiệu quả xử lý hợp chất nitơ trong từng đơn vị công nghệ đối với

nước thải sinh hoạt [1].

Đơn vị công nghệ Hiệu quả xử lý hợp chất nitơ (%)

Hữu cơ NH4-NH3 NO3- Tổng nitơ

Lắng sơ cấp 10-20 - - 5-10

Xử lý bậc hai 10-50 <10 ít 10-30

Tổng hợp tế bào - 40-70 ít 3-70

Nitrat hóa ít NO3- ít 5-20


~ 225 ~

Khử nitrat - - 80-90 70-95

Sử dụng tảo có thu hoạch ít tạo tế bào tạo tế bào 50-80

Hồ oxy hóa ít bay hơi (ít) ít nitrat/

khử nitrat

20-90

Khi tỉ lệ BOD/NH4-N trong nước thải vượt quá mức nhu cầu tạo thành tế

bào vi sinh vật, lượng dư cần được xử lý theo hai mục tiêu: chuyển hóa amoni

thành dạng nitrat để thải ra các nguồn nước nhận, đáp ứng điều kiện không

làm giảm oxy hòa tan trong nguồn nước đó và giảm độc tính của amoni đối

với thủy động vật hoặc là phải loại bỏ hoàn toàn mọi dạng hợp chất nitơ nhằm

ngăn ngừa hiện tượng phú dưỡng.

Do mục tiêu xử lý hợp chất nitơ có thể khác nhau nên công nghệ xử lý áp

dụng cũng khác nhau: oxy hóa amoni (nitrat hóa) cho mục tiêu đầu và thực

hiện phối hợp giữa oxy hóa amoni và khử nitrat cho mục tiêu sau.

Thiết kế hệ xử lý hợp chất nitơ bằng biện pháp vi sinh vì vậy là tiến hành

riêng rẽ hoặc tổ hợp của hai quá trình: oxy hóa amoni và khử nitrat với sự có

mặt của chất hữu cơ có khả năng sinh hủy trừ một số trường hợp đặc biệt như

trong nước ngầm, một số loại nước thải chứa ít chất hữu cơ (nước từ nhà máy

sản xuất phân đạm, nước từ bể phốt, nước rác [6, 7]).

Tiến hành oxy hóa amoni, khử nitrat trong một hệ thống xử lý nước thải khi

có mặt chất hữu cơ sinh hủy là tổ hợp của quá trình hiếu khí, thiếu khí bị chi

phối chẳng những bởi chính quá trình đó mà còn bị chi phối mạnh bởi sự có

mặt của vi sinh dị dưỡng hiếu khí (oxy hóa BOD), vi sinh dị dưỡng tùy nghi

(khử nitrat) trong cùng một hệ. Mỗi quá trình được thực hiện trong những điều

kiện không giống nhau. Vì vậy việc tối ưu hóa hệ thống xử lý là đòi hỏi đầu

tiên khi thiết kế hệ thống xử lý.

Quá trình oxy hóa amoni

Nguyên tắc chung khi phối hợp hoặc tiến hành riêng rẽ quá trình xử lý oxy

hóa nước thải chứa đồng thời hợp chất hữu cơ (BOD) và hợp chất nitơ như

sau:

- Tỉ lệ BOD/TKN trong nguồn nước thải quyết định việc lựa chọn hệ thống xử

lý một hoặc hai giai đoạn đối với quá trình oxy hóa. Thông thường khi

BOD/TKN > 5 sẽ áp dụng oxy hóa đồng thời (một giai đoạn) chất hữu cơ và

amoni, khi BOD/TKN <3 thì áp dụng kỹ thuật xử lý hai giai đoạn. Khi áp

dụng kỹ thuật xử lý một giai đoạn cần phải tính toán đồng thời cho cả hai quá


~ 226 ~

trình (tự dưỡng, dị dưỡng) xảy ra trong hệ, quá trình nào xảy ra chậm hơn thì

các thông số thiết kế phải đáp ứng cho quá trình đó và đồng thời phải đáp ứng

thêm cho các yếu tố đặc thù của quá trình xảy ra nhanh hơn. Ví dụ khi tính cho

một hệ xử lý một giai đoạn, các thông số thiết kế cần phải đáp ứng được cho

quá trình oxy hóa BOD (thể tích bể chẳng hạn) nhưng các yếu tố khác như độ

kiềm, pH cũng cần được bảo đảm cho quá trình oxy hóa amoni. Oxy hóa một

giai đoạn có thể thực hiện với nhiều giải pháp kỹ thuật khác nhau: kỹ thuật

huyền phù (dòng lý tưởng, khuấy trộn đều, mương oxy hóa, mẻ kế tiếp giai

đoạn), màng vi sinh vật (lọc nhỏ giọt, đĩa quay sinh học, lọc ngập nước, tầng

linh động).

- Oxy hóa hai giai đoạn được tiến hành khi tỉ lệ BOD/TKN < 3. Kỹ thuật xử lý

hai giai đoạn có những lợi thế: linh hoạt và độ tin cậy cao, dễ tối ưu hóa. Độc

tố đối với vi sinh tự dưỡng do chất hữu cơ (xem 8. 1) được giảm thiểu bởi các

chất độc đã bị oxy hóa trước đó. Giai đoạn đầu được sử dụng để loại bỏ BOD

và vì vậy giai đoạn sau với mục đích xử lý nitơ sẽ được coi là giai đoạn bổ

xung nâng cấp của một hệ thống xử lý đang hoạt động nhằm đáp ứng tiêu

chuẩn thải về mặt dinh dưỡng. Mục tiêu đặt ra cho giai đoạn đầu là giảm BOD

xuống dưới mức 30 mg/l (kể cả BOD trong chất rắn). Nồng độ BOD của đầu

ra giai đoạn một ảnh hưởng đến hoạt động của giai đoạn nitrat hóa: nồng độ

cao sẽ kìm hãm tốc độ phát triển của vi sinh tự dưỡng, nồng độ thấp sẽ thuận

lợi cho giai đoạn oxy hóa amoni nếu áp dụng phương pháp xử lý màng vi sinh.

Nếu trong giai đoạn xử lý sau sử dụng kỹ thuật huyền phù mà nồng độ BOD

quá thấp thì lượng sinh khối tự dưỡng sẽ rất thấp, khó lắng và dễ bị rửa trôi,

khi đó phải tăng thêm BOD cho giai đoạn sau.

Khi sử dụng kỹ thuật huyền phù để oxy hóa amoni, phương pháp tính toán

thiết kế cũng tương tự như trong trường hợp sử dụng kỹ thuật bùn hoạt tính.

Kỹ thuật dòng lý tưởng hay khuấy trộn đều có khả năng xử lý amoni với mức

độ làm sạch sâu.

Khi tính toán thiết kế hệ oxy hóa amoni riêng biệt cần dựa trên số liệu thực

nghiệm về tốc độ oxy hóa bởi lẽ những tính toán lý thuyết (mô hình động học)

dễ chứa sai số lớn vì rất khó xác định tỷ lệ vi sinh tự dưỡng trong tổng sinh

khối. Tốc độ oxy hóa amoni tăng khi tỉ lệ BOD/TKN giảm. Tốc độ oxy hóa

amoni phụ thuộc vào pH và nhiệt độ, có thể biến động trong khoảng 2,5 đến

250 g NH4-N. (gSK)-1

.d-1

, tùy thuộc vào bản chất nước thải và điều kiện tiến

hành. Vì vậy đánh giá tốc độ oxy hóa qua thí nghiệm pilot là giải pháp thích

hợp trước khi thiết kế hệ xử lý lớn.


~ 227 ~

Phương pháp màng vi sinh hay được sử dụng để xử lý hợp chất nitơ giai

đoạn sau là lọc nhỏ giọt và đĩa quay sinh học. Các phương pháp khác như lọc

ngập nước, tầng dãn nở, mẻ kế tiếp giai đoạn cũng được sử dụng.

Lọc nhỏ giọt có thể sử dụng là giai đoạn sau, ghép nối với giai đoạn đầu sử

dụng kỹ thuật huyền phù hoặc sử dụng hệ lọc nhỏ giọt hai giai đoạn: đoạn đầu

xử lý BOD, đoạn sau xử lý amoni. Vật liệu lọc dạng nhựa thích hợp hơn cho

quá trình oxy hóa amoni do có diện tích bề mặt lớn và khi cần thiết có thể cấp

thêm khí cưỡng bức.

Khi sử dụng đĩa quay sinh học để xử lý, thông số thiết kế là nồng độ amoni

chứ không sử dụng TKN nếu không sẽ dẫn tới sai sót trong thiết kế [3].

Ưu thế và hạn chế của phương pháp xử lý một và hai giai đoạn được liệt kê

trong bảng 8. 4.

Bảng 8. 4. So sánh giữa oxy hóa một và hai giai đoạn.

Kỹ thuật Ưu thế Hạn chế

Một giai đoạn

- Huyền phù Có thể khống chế nồng

độ amoni, dễ khống

chế mật độ sinh khối

Không có khả năng ngăn ngừa

độc tố, tính ổn định vận hành

không cao, độ ổn định phụ

thuộc vào bể lắng thứ cấp do

quay vòng bùn, thể tích bể xử

lý lớn trong điều kiện lạnh.

- Màng vi sinh Độ ổn định không phụ

thuộc vào bể lắng thứ

cấp

Không có khả năng ngăn ngừa

độc tố, tính ổn định vận hành

không cao, nồng độ amoni đầu

ra 1 - 3 mg/l (không kể lọc đĩa

quay), không phù hợp với khí

hậu lạnh.

Hai giai đoạn

- Huyền phù Ngăn ngừa tốt độc tố,

vận hành ổn định, mức

độ xử lý cao

Khó kiểm soát mật độ sinh

khối khi BOD/TKN nhỏ, ổn

định vận hành phụ thuộc vào

lắng thứ cấp, xây dựng nhiều

đơn vị công nghệ.

- Màng vi sinh Ngăn ngừa độc tố, vận

hành ổn định, tính ổn

Nồng độ amoni (ra): 1- 3 mg/l,

xây dựng nhiều đơn vị công


~ 228 ~

định không phụ thuộc

vào lắng thứ cấp

nghệ.

Quá trình khử nitrat.

Xử lý hợp chất nitơ thường được áp dụng sơ đồ công nghệ kết hợp giữa oxy

hóa amoni và khử nitrat vì các lý do: hiệu quả tách loại cao, tính ổn định và

mức độ tin cậy, tương đối dễ kiểm soát quá trình, giá thành tăng thêm do khử

nitrat không quá cao, đáp ứng tiêu chuẩn thải ngặt nghèo.

Sơ đồ công nghệ xử lý hợp chất nitơ là công nghệ hai giai đoạn hiếu khí và

thiếu khí phối hợp với nhau: Hệ xử lý cùng hệ bùn hoặc từng quá trình oxy

hóa và khử tiến hành riêng với hệ bùn độc lập.

Để tổ hợp giữa oxy hóa amoni và khử nitrat cần phân tích các đặc trưng

riêng của từng quá trình riêng lẻ:

- Trong quá trình oxy hóa amoni, phản ứng cần được cung cấp oxy, kiềm, pH

nằm trong khoảng 7,2 - 8,6, chất hữu cơ tan hầu như được chuyển hóa hết

thành CO2 và H2O.

- Trong quá trình khử nitrat, phản ứng đòi hỏi không có mặt oxy, cần chất hữu

cơ, sinh ra một lượng kiềm ( 40% lượng tiêu thụ của phản ứng oxy hóa),

pH thấp hơn so với quá trình oxy hóa, tốc độ khử nitrat nhanh hơn tốc độ

oxy hóa amoni.

Do các đặc trưng riêng của từng quá trình, xử lý hợp chất nitơ có thể thực

hiện theo hai phương án: khử nitrat riêng biệt hoặc tổ hợp hai quá trình trên

trong cùng hệ sinh khối.

Khử nitrat riêng biệt là tiến hành xử lý nguồn nước đã được oxy hóa trước

đó, nguồn nước chứa nitrat. Do xử lý riêng biệt nên cần bổ sung chất hữu cơ

như metanol, etanol hoặc axit axetic.

Tổ hợp xử lý oxy hóa - khử (nitrat hóa và khử nitrat) cùng hệ sinh khối

(single - sludge nitrification - denitrification) hay còn gọi là hệ xử lý khử nitrat

trước, trong đó giai đoạn khử nitrat được thực hiện trước (về vị trí), quá trình

oxy hóa được đặt sau và chi sử dụng một bể lắng thứ cấp. Một lượng nước

đáng kể (3 - 4 lần lưu lượng xử lý) từ bể oxy hóa và một lượng sinh khối từ bể

lắng được quay vòng về bể khử nitrat cùng với nguồn nước thô. Bể khử nitrat

được khuấy trộn cơ học, bể oxy hóa được sục khí.

Khử nitrat riêng biệt có ưu điểm: đạt tiêu chuẩn thải cao về tổng hàm lượng

hợp chất nitơ tại đầu ra do chủ động (tối ưu) được quá trình thiết kế và vận


~ 229 ~

vào

hành. Với một số nguồn nước thải giàu hợp chất nitơ và ít chất hữu cơ thì việc

áp dụng công nghệ khử nitrat riêng rẽ là cần thiết. Xử lý hợp chất nitơ phối

hợp cùng hệ bùn có ưu điểm là tận dụng được chất hữu cơ từ nguồn nước thải,

số lượng bể xử lý ít hơn so với phương pháp xử lý riêng rẽ và tiết kiệm được

một lượng oxy cho bể oxy hóa do một phần chất hữu cơ đã bị tiêu hao cho

phản ứng khử nitrat xảy ra trước đó.

Hệ xử lý phối hợp cùng hệ bùn có khả năng tách loại hợp chất nitơ 60 -

95%. Chất hữu cơ cho quá trình khử nitrat, ngoài nguồn từ nước thải còn có sự

đóng góp từ nguồn do phân hủy nội sinh. Để tận dụng được nguồn chất hữu cơ

từ nước thải và từ phân hủy nội sinh, các khoang oxy hóa và khử được bố trí

xen kẽ kế tiếp nhau không phân tách bởi bể lắng. Sơ đồ công nghệ bố trí kiểu

xen kẽ điển hình là sơ đồ xử lý Bardenpho bốn giai đoạn (hình 8. 1), kỹ thuật

mương oxy hóa có điều chỉnh nồng độ oxy tại các vùng khác nhau (hình 8. 2)

hoặc kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn (xem 7. 2. 1. 4) thông qua chu kỳ sục khí

hoặc khuấy trộn cơ học.

Hình 8. 1. Quá trình Bardenpho bốn giai đoạn.

Tốc độ khử nitrat trong xử lý cùng hệ bùn đạt 0,075 đến 0,115 g NO3-N/g

sinh khối tổng tại 20oC trong khoang thiếu khí khi nguồn chất hữu cơ không bị

hạn chế. Tốc độ khử nitrat trong cùng hệ bùn chỉ bằng khoảng một nửa so với

hệ xử lý riêng rẽ. Khi sử dụng nguồn hữu cơ từ phân hủy nội sinh để khử

nitrat, hàm lượng chất hữu cơ tạo ra phụ thuộc vào mật độ sinh khối và nhiệt

độ và vì vậy ảnh hưởng đến tốc độ khử nitrat. Tốc độ khử nitrat chỉ đạt 0,017

đến 0,048 g NO3-N/g sinh khối tổng, bằng khoảng 20 - 40% so với điều kiện

đầy đủ chất hữu cơ, tốc độ khử nitrat giảm khi thời gian lưu tế bào của hệ tăng

[1].

Quá trình Bardenpho bốn giai đoạn (hình 8. 1) sử dụng được cả nguồn chất

hữu cơ từ nước thải lẫn từ phân hủy nội sinh. Các khoang hiếu khí, thiếu khí

Khử nitrat

thiếu khí

Oxy hóa

BOD, NH3

Khử nitrat

thiếu khí

Hiếu

khí

Lắng

thứ

cấp


~ 230 ~

vào

Thiếu khí

Sục khí Lắng thứ cấp

được bố trí tách rời nhằm mục đích oxy hóa BOD và amoni cũng như khử

nitrat. Nước thải sau khi xử lý sơ cấp được trộn lẫn với nước đã trải qua giai

đoạn oxy hóa (chứa nitrat) với tỉ lệ gấp 3 - 4 lần lưu lượng của đầu vào cùng

với bùn hồi lưu từ bể lắng thứ cấp. Chất hữu cơ trong nguồn nước thải được sử

dụng để khử nitrat trong nguồn nước quay vòng từ bể oxy hóa. Trong bể khử

nitrat, nồng độ amoni không thay đổi và chỉ được oxy hóa thành nitrat ở bể

oxy hóa nối tiếp sau. Một phần nước thải sau oxy hóa được đưa về bể khử

nitrat tiếp theo, tại đó nguồn hữu cơ cung cấp cho khử nitrat là nguồn từ phân

hủy nội sinh. Bể xử lý hiếu khí thứ hai có thời gian lưu thủy lực nhỏ hơn bể

đầu nhằm đẩy khí nitơ hình thành ra khỏi khối phản ứng trước khi lắng và oxy

hóa nốt phần BOD, amoni dư. Sơ đồ Bardenpho trên còn được lắp ghép thêm

giai đoạn yếm khí để tách loại photpho (Bardenpho năm giai đoạn).

Mương oxy hóa được sử dụng khá rộng rãi để thực hiện oxy hóa amoni và

khử nitrat [3, 4] (hình 8. 2). Đó là hệ xử lý hoạt động theo kiểu chu kỳ. Trong

mương oxy hóa hỗn hợp vi sinh và nước thải chảy theo đường vòng, dòng

nước được đẩy và cấp khí do các thiết bị cơ học. Vùng hiếu khí trong mương

oxy hóa hình thành ở vùng phía trước vị trí đặt thiết bị sục khí (theo chiều

dòng chảy), vùng phía sau sục khí là vùng thiếu khí. Nước thải được nạp vào

vùng thiếu khí thì quá trình khử nitrat sẽ sử dụng được chất hữu cơ từ nguồn

thải.

Hình 8. 2. Sơ đồ mương oxy hóa.

Mương oxy hóa được sử dụng để oxy hóa và khử nitrat thông qua kiểm soát

lượng oxy trong hỗn hợp tại các vị trí khác nhau dọc theo chiều dài của

mương. Vùng thiếu khí và hiếu khí trong mương không có gianh giới rõ ràng

vì tốc độ dòng nước khá lớn trong mương. Khả năng loại bỏ tổng nitơ của

mương oxy hóa khá cao, nồng độ dư là dưới 4 mg N/l đối với mọi thời tiết

trong năm và không phải bổ xung hóa chất.

Hiếu khí


~ 231 ~

Mẻ kế tiếp giai đoạn (xem 7. 2. 1. 4) cũng là phương pháp mang tính chất

chu kỳ nhưng theo thời gian chứ không theo vị trí không gian như kỹ thuật

mương oxy hóa. Tạo ra điều kiện hiếu khí bằng cách sục khí, ngừng sục khí có

khuấy trộn cơ học tạo ra môi trường thiếu khí để khử nitrat.

Các quá trình mang tính đặc trưng chu kỳ, ngoài mương oxy hóa, mẻ kế

tiếp giai đoạn còn có các quá trình khá thông dụng khác như Biolac, Schreiber,

chúng thích hợp đối với qui mô xử lý nhỏ.

Một số loại nước thải có nồng độ amoni, độ kiềm, pH cao, quá trình chuyển

hóa tới sản phẩm nitrat bị ức chế, khi đó nồng độ nitrit tích lũy cao (xem 8. 1),

hiện tượng trên có thể sử dụng nhằm làm giảm chi phí vận hành [6, 8, 9]. Một

loạt các thông số thiết kế, vận hành có thể thiết lập để tăng cường mức độ tích

lũy nitrit trong hệ xử lý và tiếp sau đó khử nitrit về dạng khí nitơ là nguyên tắc

xử lý ―đi tắt‖ của quá trình.

Giảm giá thành vận hành được thể hiện: giảm 60% lượng oxy cần phải cấp

cho quá trình oxy hóa (NO2 so với NO3), giảm nhu cầu chất hữu cơ (40%) cho

quá trình khử nitrat (hóa trị +5 so với +3 về hóa trị không).

Oxy hóa đến nitrit và khử nitrit về khí nitơ có thể thực hiện được với một số

loại nước thải thích hợp và có thể tăng cường bằng một số biện pháp kỹ thuật:

rút ngắn thời gian oxy hóa trong kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn (chu kỳ hiếu

khí/thiếu khí) hoặc cấp ít khí trong kỹ thuật mương oxy hóa (giảm công suất

cấp khí, bố trí các điểm cấp khí cách xa nhau), điều chỉnh pH, nhiệt độ hoặc

thời gian lưu tế bào của hệ xử lý [15, 16, 17, 18, 19, 20, 21, 22].

Xử lý nước thải giàu amoni bằng giải pháp ―đi tắt‖ thông qua điều khiển

thời gian lưu tế bào là nguyên tắc hoạt động của quá trình SHARON (Single

reactor system for High activity Ammonia Removal Over Nitrite) [10, 11].

Sự khác biệt căn bản so với các hệ xử lý vi sinh khác là thời gian lưu tế bào

bằng không: tốc độ tách loại vi sinh ra khỏi hệ xử lý ngang bằng với tốc độ

sinh trưởng thực.

Quá trình SHARON có những đặc trưng [11].

- Phát triển hệ xử lý oxy hóa amoni đến hợp chất trung gian là nitrit.

- Duy trì nhiệt độ cao (30 – 40oC) nhằm thúc đẩy tập đoàn vi sinh (Nitrifier,

Denitrifier) phát triển. Hạn chế thời gian duy trì tình trạng hiếu khí trong hệ

xử lý và nhiệt dộ cao nhằm ưu tiên vi sinh Nitrosomonas có tốc độ phát triển

nhanh hơn loại Nitrobacter. Không tạo điều kiện tích lũy vi sinh vật dạng

Nitrobacter bằng cách giảm thời gian lưu tế bào ngang bằng với thời gian


~ 232 ~

lưu thủy lực (không hồi lưu bùn, xem 7. 2. 1. 1) sẽ ngăn cản quá trình oxy

hóa nitrit thành nitrat, tức là tích lũy nồng độ nitrit trong hệ.

Nitrit hình thành được sử dụng để oxy hóa chất hữu cơ từ nước thải trong

các hệ xử lý bùn hoạt tính [11] hoặc oxy hóa với nguồn carbon hữu cơ đưa từ

ngoài vào (metanol) hoặc oxy hóa trực tiếp amoni phù hợp với quá trình

Anamox (phản ứng oxy hóa khử trực tiếp giữa nitrit và amoni) [12, 13, 14].

Khử nitrat riêng rẽ được thực hiện nhằm mục đích duy nhất là chuyển hóa

nitrat thành khí nitơ, thường là nước đầu ra của quá trình oxy hóa amoni theo

phương pháp bùn hoạt tính. Nếu bước oxy hóa thực hiện theo kỹ thuật một giai

đoạn - oxy hóa BOD, amoni đồng thời trong cùng một bể và khử nitrat riêng

thì quá trình được gọi là nitrat hóa/khử nitrat hai giai đoạn. Hai giai đoạn được

vận hành độc lập với nhau. Nếu tách riêng giai đoạn oxy hóa thành hai giai

đoạn là oxy hóa BOD và oxy hóa amoni thì tổ hợp trên được gọi là quá trình

ba giai đoạn.

Kỹ thuật khử nitrat riêng rẽ được sử dụng khá rộng rãi vào đầu thập niên 70

và nguồn chất hữu cơ được sử dụng là metanol. Do từng quá trình oxy hóa,

khử nitrat đều có bể lắng kéo theo và hồi lưu bùn cho từng công đoạn tương

ứng nên hệ xử lý riêng rẽ còn được gọi là hệ xử lý bùn độc lập.

Xử lý nitrat riêng rẽ thường được thực hiện theo ba phương án: huyền phù,

lọc ngập nước qua tầng tĩnh và sử dụng tầng linh động (hình 8. 3).

Đặc trưng chung của quá trình khử nitrat là: bị ức chế ở nhiệt độ thấp, phụ

thuộc mạnh vào pH và bị ức chế bởi một số độc tố. pH tối ưu tại vùng gần

điểm trung hòa (6,5 - 7,5), tuy nhiên có những nghiên cứu cho rằng pH tối ưu

là khoảng 7,5 - 9,0 [2, 5]. Trong quá trình khử nitrat có hình thành độ kiềm,

tác nhân trên sẽ làm tăng pH, nhất là khi nước đầu vào có pH < 6,5.

Khử nitrat theo kỹ thuật huyền phù cũng tương tự quá trình bùn hoạt tính,

điểm khác nhau là sục khí và khuấy cơ học. Kỹ thuật dòng lý tưởng hoặc trộn

đều đều có thể áp dụng.

sục khí


~ 233 ~

bùn thải bùn quay vòng

Tầng linh động

Thải

Thải

Quay vòng hồi lưu

Vào

Hữu

cơ

Hình 8. 3. Sơ đồ khử nitrat riêng rẽ thông dụng

8. 4. Nguyên tắc xử lý hợp chất photpho.

Hợp chất photpho tồn tại trong nước thải dưới ba dạng hợp chất: photphat

đơn (PO43-

), polyphotphat (P2O7) và hợp chất hữu cơ chứa photphat, hai hợp

chất sau chiếm tỉ trọng lớn. Trong quá trình xử lý vi sinh, lượng photpho hao

hụt từ nước thải duy nhất là lượng được vi sinh vật hấp thu để xây dựng tế bào.

Hàm lượng photpho trong tế bào chiếm khoảng 2% (1,5 – 2,5%) khối lượng

khô. Trong quá trình xử lý hiếu khí, một số loại vi sinh vật có khả năng hấp

thu photphat cao hơn mức bình thường trong tế bào vi sinh vật (2 – 7%), lượng

photpho dư được vi sinh vật dự trữ để sử dụng sau. Trong điều kiện yếm khí,

với sự có mặt của chất hữu cơ, lượng photphat dư lại được thải ra ngoài cơ thể

vi sinh dưới dạng photphat đơn. Một vài loại tảo cũng có khả năng tích trữ một

lượng photphat dư so với nhu cầu của tế bào [23].

Hiện tượng trên được sử dụng để tách loại hợp chất photpho ra khỏi môi

trường nước thải bằng cách tách vi sinh có hàm lượng photpho cao dưới dạng

bùn thải hoặc tách photphat tồn tại trong nước sau khi xử lý yếm khí bằng biện

pháp hóa học.

Tầng lọc


~ 234 ~

Biện pháp loại bỏ photpho từ bùn được gọi là phương pháp tách trực tiếp,

biện pháp sau áp dụng giải pháp xử lý kế tiếp giữa hiếu khí - yếm khí có ghép

thêm công đoạn xử lý hóa học (công đoạn phụ - side stream, hình 8. 4, 8. 5).

Xử lý photpho vì vậy không phải là một hệ xử lý độc lập mà là bổ xung

hoặc vận hành hợp lý một tổ hợp đã tồn tại nhằm mục đích tách loại thêm khi

so với các hệ cũ: phương pháp tăng cường xử lý photpho bằng biện pháp sinh

học (enhanced biological phophorus removal EBPR).

Nhiều loại vi sinh vật tham gia vào quá trình hấp thu - tàng trữ - thải

photpho được qui chung về nhóm vi sinh bio - P mà vi sinh Acinetobacter là

chủ yếu. Loại vi sinh bio - P phát triển trong điều kiện vận hành kế tiếp chu

trình hiếu khí - yếm khí, tham gia vào quá trình tách loại photpho theo cơ chế

trên. Hệ thống xử lý photpho theo nguyên tắc trên được ứng dụng khá rộng rãi

trong thực tiễn xử lý nước thải mặc dù cơ chế của quá trình vẫn chưa được

hiểu thấu đáo [24, 25, 26].

Dưới điều kiện hiếu khí (O2) vi sinh bio - P tích lũy photphat trùng ngưng

trong cơ thể chúng từ photphat đơn tồn tại trong nước thải [5].

C2H4O2 + 0,16 NH4+ + 1,2 O2 + 0,2 PO4

3- 0,16 C5H7NO2 + 1,2 CO2 +

0,2 (HPO3) + 0,44 OH- + 1,44 H2O (8-22)

Phương trình tỷ lượng (8-22) được thành lập trên cơ sở chất hữu cơ là axit

axetic (C2H4O2) với tỉ lệ tính theo mol của PO43-

/C2H4O2 = 0,2 và với hiệu suất

sinh khối hữu hiệu là 0,3 g/g C2H4O2. HPO3 là photphat ở dạng trùng ngưng

tồn tại trong cơ thể vi sinh vật. Trong điều kiện thiếu khí (không có oxy, chỉ có

mặt nitrat) quá trình tích lũy photpho xảy ra:

C2H4O2 + 0,16NH4+

+ 0,2PO43-

+0,96NO3- 0,16C5H7NO2 + 1,2 CO2 +

0,2(HPO3) + 1,4OH- + 0,48N2 + 0,96H2O (8-23)

Từ (8-23) cho thấy chủng loại vi sinh tích lũy photpho cũng có khả năng

khử nitrat [27, 28].

Trong điều kiện yếm khí, vi sinh vật trên hấp thụ chất hữu cơ, phân hủy

photphat trùng ngưng trong tế bào và thải ra môi trường dưới dạng photphat

đơn:

2 C2H4O2 + (HPO3) + H2O (C2H4O2)2 + PO43-

+ 3H+ (8-24)


~ 235 ~

(C2H4O2)2 là chất hữu cơ tích lũy trong cơ thể vi sinh được hấp thu từ ngoài

vào. Lượng photpho được tách ra từ vi sinh vật theo tỷ lượng là 0,5 mol P/mol

axit axetic.

Hiệu suất sinh khối của loại vi sinh bio – P (còn gọi là loại tích lũy

photpho, Phosphorus acccumulating organisms, PAOs) tương tự như loại dị

dưỡng hiếu khí có giá trị 0,5 – 0,6 g SK/g COD tan (sinh khối cũng tính theo

COD). Nếu hiệu suất sinh khối của bio – P tính theo khối lượng của thành

phần không tan thì giá trị thu được phụ thuộc vào hàm lượng photpho trong cơ

thể vi sinh vật, tương ứng với sự ―thay thế‖ của chất hữu cơ khi photphat được

thải ra.

Số liệu động học liên quan đến quá trình tích lũy - thải photpho của vi sinh

vật từ nghiên cứu chênh lệch nhau khá nhiều [2, 24, 25], vì vậy nên có những

đánh giá trong từng trường hợp cụ thể. Tuy nhiên khi xét về mặt động học cần

chú ý tới cả ba giai đoạn của một quá trình: tích lũy trong điều kiện hiếu khí,

thiếu khí và tách photphat trong điều kiện yếm khí.

Trong điều kiện hiếu khí tốc độ hấp thu photphat được mô tả qua phương

trình động học dạng Monod [5]:

)(..,

,

, PAOXKS

S

Yv

PP

P

pm

pm

Pi

(8-25)

Piv , : tốc độ hấp thu photphat từ môi trường nước.

m, p, Ym, p là hằng số tốc độ phát triển cực đại và hiệu suất sinh khối cực

đại của vi sinh bio – P.

SP và KP là nồng độ photphat trong dung dịch và hằng số bán bão hòa.

X(PAO) là nồng độ vi sinh tích lũy photpho.

Trong điều kiện thiếu khí, tốc độ hấp thu photphat nằm trong khoảng 40 –

60% so với tốc độ trong điều kiện hiếu khí.

Tốc độ tách photphat từ vi sinh vật trong điều kiện yếm khí phụ thuộc vào

tốc độ hấp thu cơ chất, tức là phụ thuộc vào bản chất của cơ chất [2]. Nếu sử

dụng cơ chất là axit axetic thì phương trình động học dạng Monod mô tả quá

trình tách photphat có dạng [5]:

)(.., PAOXKS

Skv

AxAx

AxAxAxi

(8-26)


~ 236 ~

Axiv , : tốc độ hấp thu axit axetic, kAx là hằng số tốc độ phản ứng, SAx là nồng

độ axit axetic, X(PAO) là mật độ vi sinh vật. KAx là hằng số bán bão hòa.

Khi tất cả photphat trùng ngưng tích trữ trong vi sinh đã tách hết thì quá

trình sẽ dừng lại. Tốc độ tách photphat có thể tính ra từ phương trình (8. 26) và

tỉ lượng giữa axit axetic và photphat từ phương trình (8-24).

Bảng 8. 5 ghi các giá trị động học quá trình xử lý photpho bằng phương

pháp vi sinh.

Bảng 5. Thông số động học của vi sinh vật tích lũy photpho [5], 20oC


Hằng số phát triển cực

đại

m,P d-1

1 - 2


cực đại, axit axetic

Ym,P gCOD/gCOD(Ax) 0,5 – 0,6



Ym,P gSK/gCOD(Ax) 0,6 – 0,8



Ym,P gP/gCOD(Ax) 0,07–0,10

Hằng số bán bão hòa,

hấp thu axit axetic

KAx g Ax/m3 2 - 6

Hằng số bán bão hòa,

tích lũy photphat

KP g P/m3 0,1 – 0,5

Hằng số tốc độ hấp

thu axit axetic

kAx gCOD(Ax)/gCOD(X).d 0,5 - 2

Hiệu quả và tốc độ xử lý photpho phụ thuộc vào các yếu tố của môi trường

như pH, nhiệt độ, cơ chất và sự có mặt của nitrat trong giai đoạn yếm khí.

So với các quá trình vi sinh khác, quá trình tăng cường xử lý photpho ít

nhạy cảm với nhiệt độ. Nhìn chung hiệu quả xử lý tăng ở nhiệt độ thấp [2].

pH có tác động đến giai đoạn hấp thu photphat của vi sinh vật, điều kiện tối

ưu nằm trong khoảng 6,6 – 7,4, giảm đáng kể khi pH < 6,2.

Hiệu quả xử lý photpho phụ thuộc vào hai yếu tố môi trường là: điều kiện

kế tiếp của yếm khí/thiếu khí và sự vắng mặt nitrat trong giai đoạn yếm khí.

Điều kiện yếm khí giúp cho quá trình chọn lọc, làm giàu loại vi sinh tích lũy


~ 237 ~

Bùn thải

photphat hoạt động trong giai đoạn hiếu khí sau đó. Sự có mặt của nitrat gây ra

hai tác động: sử dụng cạnh tranh nguồn cơ chất dễ sinh hủy giữa vi sinh

Denitrifier và bio - P (1,26 mol axit axetic/mol NO3-), làm thay đổi cơ chế trao

đổi chất của bio - P dẫn đến mất khả năng tích lũy photphat trùng ngưng [32].

Tách loại photpho trong công nghệ xử lý nước thải.

Dựa trên nguyên tắc hoạt động của vi sinh vật bio – P, quá trình tách loại

photpho trong một hệ thống xử lý nước thải có thể thực hiện phối hợp với oxy

hóa BOD, với khử hợp chất nitơ theo các phương án kỹ thuật khác nhau.

Quá trình A/O.

Quá trình A/O là sơ đồ phối hợp xử lý yếm khí (anaerobic) và hiếu khí

(oxic) được bố trí thể hiện trên hình 8. 4.

Hình 8. 4. Quá trình xử lý photpho A/O

Bùn từ bể lắng thứ cấp được bơm trở lại trộn với dòng thải tại đầu vào.

Trong quá trình xử lý yếm khí, photphat được tách ra khỏi vi sinh vật từ dòng

bùn hồi lưu dưới dạng photphat đơn. Một phần chất hữu cơ cũng được xử lý

tại đây bởi các quá trình lên men yếm khí, khử nitrat và do vi sinh bio – P hấp

thu. Trong quá trình xử lý hiếu khí, photphat đơn được vi sinh sử dụng để tổng

hợp tế bào và được tích lũy bởi loại vi sinh bio – P. Sinh khối lắng trong bể

thứ cấp chứa hàm lượng photpho cao được tách loại photpho trong quá trình

A/O phụ thuộc vào tỉ lệ BOD:P, nếu tỉ lệ trên lớn hơn 10, hiệu quả tách loại

tốt, nếu tỉ lệ trên thấp có thể bổ xung thêm muối sắt, nhôm để giảm nồng độ

photpho tại đầu ra (xem 4. 2). Quá trình A/O là quá trình tách loại photpho

trực tiếp, không ghép thêm công đoạn tách phụ vào hệ xử lý nước thải thông

dụng. Trong trường hợp nước thải chứa hợp chất nitơ, hệ trên cũng có tác dụng

xử lý, tuy nhiên cần phải tính toán đủ thời gian lưu cho giai đoạn hiếu khí để

oxy hóa amoni.

Quá trình Phostrip.

Yếm khí Hiếu khí


~ 238 ~

Lắng

Nước sau xử lý yếm khí

Hóa chất

Bùn thải

Bùn thải

Nước sau

kết tủa

Phostrip là quá trình tách loại photpho có ghép thêm công đoạn phụ để kết

tủa photphat tan sau khi xử lý yếm khí (hình 8. 5).

Hình 8. 5. Sơ đồ phostrip tách loại photpho

Trong sơ đồ công nghệ Phostrip, một phần bùn thải từ bể lắng thứ cấp được

đưa vào xử lý yếm khí với thời gian lưu thủy lực từ 8 - 12 giờ. Photphat đơn

tách ra từ xử lý yếm khí tan trong nước, phần nước này được tách ra để kết tủa

với hóa chất. Sinh khối sau khi tách photpho được đưa về cùng với sinh khối

từ bể lắng thứ cấp hòa trộn với dòng vào để xử lý hiếu khí.

Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn.

Sử dụng kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn (xem 7. 2. 1. 4) cũng có thể tách loại

đồng thời BOD, hợp chất nitơ, photpho bằng cách thay đổi thời gian vận hành

đối với từng chu kỳ. Trong giai đoạn sục khí xảy ra các quá trình oxy hóa

BOD, amoni và tích lũy photpho. Trong giai đoạn khuấy trộn xảy ra quá trình

khử nitrat và tách photpho ra khỏi sinh khối. Tách photpho ra khỏi nước thải

có thể thực hiện với hóa chất hay trực tiếp (ngay sau xử lý hiếu khí). Để khử

nitrat và tách photpho ra khỏi sinh khối cần bổ xung thêm BOD hoặc sử dụng

chất hữu cơ từ phân hủy nội sinh [29, 30, 31].

Quá trình A2/O

Hiếu khí

Yếm khí

Kết tủa hóa học


~ 239 ~

Bùn

thải

A2/O là một biến hình công nghệ của sơ đồ A/O bao gồm các công đoạn xử

lý yếm khí (Anaerobic), thiếu khí (Anoxic) và hiếu khí (Oxic), trong đó giai

đoạn xử lý thiếu khí dành cho quá trình khử nitrat với thời gian lưu thủy lực

khoảng một giờ. Khoang xử lý thiếu khí được bổ xung nitrat, nitrit từ bể hiếu

khí (quay vòng), bùn từ bể lắng thứ cấp được hồi lưu về bể yếm khí (hình 8. 6.

a). Sơ đồ A2/O có khả năng xử lý đồng thời hợp chất nitơ và photpho.

Quá trình Bardenpho năm giai đoạn.

Quá trình được sử dụng để xử lý đồng thời hợp chất nitơ, photpho. Giai

đoạn yếm khí được ghép thêm vào để tách loại photpho (hình 8. 6. b). Giai

đoạn xử lý thiếu khí thứ hai nhằm tăng cường khử nitrat từ giai đoạn hiếu khí

đầu với chất hữu cơ từ phân hủy nội sinh. Bể hiếu khí cuối cùng có tác dụng

sục đuổi khí nitơ hình thành từ bể thiếu khí hai, oxy hóa phần amoni, BOD dư

và để hạn chế quá trình tách loại photpho từ vi sinh trong bể lắng thứ cấp. Hỗn

hợp bùn - vi sinh được quay vòng từ bể hiếu khí đầu về bề thiếu khí thứ nhất.

So với A2/O thì thời gian lưu tế bào của Bardenpho năm giai đoạn dài hơn (10

- 40 ngày).

Quá trình UCT.

UCT là tên viết tắt của University of Cape Town, nơi thiết lập sơ đồ công

nghệ xử lý có khả năng đồng thời loại bỏ BOD, hợp chất nitơ và photpho (hình

8. 5. c). Sơ đồ UCT tương tự sơ đồ công nghệ A2/O, tuy vậy có hai điểm khác

biệt: vi sinh được quay vòng về bể xử lý thiếu khí và có hai vòng quay hỗn

hợp nước – bùn nội bộ từ thiếu khí về hiếu khí và từ thiếu khí về yếm khí.

Quay vòng bùn từ bể lắng về bể thiếu khí sẽ hạn chế được sự có mặt của

nitrat trong bể yếm khí, thúc đẩy quá trình tách photpho từ vi sinh trong giai

đoạn yếm khí. Hai chu trình nội bộ giúp tăng cường khả năng xử lý chất hữu

cơ.

Chất hữu cơ có trong dòng quay vòng từ bể xử lý thiếu khí là loại dễ sinh

hủy và hàm lượng nitrat trong đó thấp vì vậy thích hợp cho quá trình tách

photpho từ vi sinh vật. Dòng quay vòng nội bộ thứ hai và bùn từ bể lắng thứ

cấp có tác dụng khử nitrat.

Yếm khí Thiếu khí Hiếu khí


~ 240 ~

a

b

c

d

Hình 8. 6. Sơ đồ xử lý nitơ, photpho: a) A2/O; b) Bardenpho năm giai đoạn; c)

Quá trình UCT; d) quá trình VIP.

Quá trình VIP.

VIP là tên viết tắt của Virginia Initiative Plant in Norfork, Virginia) tương

tự như A2/O và UCT, điểm khác biệt là chu trình quay vòng bùn và hỗn hợp

bùn – nước (hình 8. 6. d). Bùn từ bể lắng cùng với hỗn hợp bùn nước từ bể

hiếu khí được đưa về bể xửlý thiếu khí, còn hỗn hợp bùn – nước từ bể thiếu

Yếm

khí

Thiếu

khí

Hiếu

khí

Thiếu

khí

Hiếu

khí

Yếm

khí

Thiếu

khí

Thiếu

khí

Hiếu

khí

Yếm khí Thiếu khí Hiếu khí


~ 241 ~

khí được quay vòng về bể yếm khí. Do một phần chất hữu cơ của dòng vào

được xử lý qua hai giai đoạn yếm khí và thiếu khí nên tiết kiệm được lượng

oxy tiêu thụ tại bể hiếu khí.

Thiết kế hệ xử lý hợp chất nitơ, photpho

Dựa trên nguyên tắc hoạt động của các loại vi sinh khác nhau có

thể xây dựng các hệ thống xử lý riêng rẽ cho từng đối tượng: xử lý chất hữu cơ

9


~ 242 ~

carbon, xử lý hợp chất nitơ (chỉ oxy hóa amoni hoặc tiến hành cả giai đoạn

khử nitrat) và tách loại photpho hoặc xử lý phối hợp cho các tổ hợp yếu tố

trên.

Tiến hành xử lý riêng rẽ hoặc phối hợp trước hết phụ thuộc vào đặc trưng

của nước thải cần xử lý, tiêu chuẩn thải cần đạt cũng như giá thành (xây dựng

và vận hành) của hệ xử lý.

Có những nguồn thải chứa rất ít hợp chất nitơ, photpho như nước thải từ

chế biến tinh bột, rau quả, mía đường, rượu, bia nên các hệ thống xử lý đối với

các đối tượng trên chỉ tập trung giải quyết xử lý chất hữu cơ. Những nguồn

nước thải giàu chất hữu cơ và hợp chất nitơ như nước rác, nước nuôi giống

thủy sản, một số loại nước thải công nghiệp thì mục tiêu xử lý đặt ra chỉ tập

trung giải quyết chất hữu cơ và hợp chất nitơ. Nhiều loại nước thải chứa đồng

thời cả ba thành phần kể trên như nước thải sinh hoạt, giết mổ gia súc, chế

biến thủy sản thì hệ xử lý sẽ là một tổ hợp nhằm tách loại cả ba thành phần

trên.

Tiêu chuẩn thải là yếu tố quan trọng quyết định công nghệ xử lý. Với một

nguồn nước nhận chỉ yêu cầu chất thải không làm cạn kiệt nguồn oxy hòa tan

trong đó và không gây độc đối với thủy động vật do amoniac thì mục tiêu xử

lý là loại bỏ chất hữu cơ và oxy hóa amoni đến nitrat. Với một nguồn nước

nhận cần phải ngăn chặn hiện tượng phú dưỡng thì yếu tố cần xử lý trước hết

là thành phần photpho và hợp chất nitơ trong nước thải [1, 2, 3].

Tách loại các thành phần ô nhiễm ảnh hưởng đến giá thành thể hiện ở các

phương diện: số lượng, mức độ ô nhiễm và qui mô của hệ xử lý. Số lượng tạp

chất cần xử lý nhiều, mức độ làm sạch sâu kéo theo giá thành xây dựng và vận

hành lớn. Qui mô xử lý lớn có giá thành thấp hơn (tính theo đơn vị công suất)

so với qui mô xử lý nhỏ (cùng loại nước thải), vì vậy đối với qui mô xử lý nhỏ

tiêu chuẩn thải cho phép thường là ít khắt khe hơn bởi một trong các lý do trên

[4].

Thiết kế, xây dựng một hệ thống xử lý nước thải, vì vậy cần phải khảo sát

đặc trưng của nguồn thải, xác định tiêu chuẩn thải, đánh giá điều kiện kinh tế

xã hội của địa phương. Mặt khác, do tính ổn định của nguồn thải và công nghệ

xử lý vi sinh không cao (ví dụ do thăng giáng lưu lượng, nhiệt độ), các mô

hình tính toán (ví dụ mô hình động học) không bao quát được tất cả các thông

số nên trong những điều kiện cho phép tiến hành nghiên cứu ở qui mô philot là

cần thiết.


~ 243 ~

9. 1. Thiết kế hệ oxy hóa hợp chất nitơ.

Phần lớn các nguồn nước thải đều chứa đồng thời hợp chất hữu cơ và hợp

chất nitơ. Khi xử lý hiếu khí (oxy hóa) xảy ra đồng thời hai quá trình oxy hóa

độc lập của vi sinh dị dưỡng và tự dưỡng với các điều kiện khác nhau nhưng

đều có nhu cầu sử dụng oxy. Cả vi sinh dị dưỡng lẫn tự dưỡng đều sử dụng

oxy cho các phản ứng sinh hóa, ngoài phần nhu cầu dinh dưỡng (N, P, K, vi

lượng) khá giống nhau của hai loại vi sinh trên thì dạng carbon sử dụng làm cơ

chất là khác nhau.

Ngoài điều kiện phát triển khác nhau thì tốc độ (hiệu quả) xử lý của hai loại

vi sinh trên cũng khác nhau. Bảng 9. 1 ghi các đặc trưng chủ yếu của hai loại

vi sinh trên (xem thêm bảng 6. 2, 6. 3).

Bảng 9. 1. Đặc trưng cơ bản của quá trình xử lý BOD và amoni [5, 6].

Đặc trưng Vi sinh

dị dưỡng

Vi sinh

tự dưỡng

Tiêu thụ oxy (g/gBOD hoặc NH3-N) 1,42 4,57

Tiêu thụ kiềm (g/gNH3-N) - 7,14

pH tối ưu 6-9 7,6-8,6

Hiệu suất sinh khối (g/g) 0,6-0,7 0,1-0,15

Hệ số bán bão hòa oxy (mgO2/l) 0,5-1,0 0,15-2,0

Hệ số tiêu thụ cơ chất riêng k (d-1

) (20oC) 5 3

Hằng số phân hủy nội sinh (d-1

) 0,06 0,05

Thời gian lưu tế bào ngắn dài

Ở trạng thái hoạt động ổn định (sau giai đoạn khởi động) tỉ lệ vi sinh tự

dưỡng và dị dưỡng phụ thuộc vào tỉ lệ BOD/NH4+-N (xem bảng 8. 1). Nếu tỉ lệ

BOD/NH4+-N 20 thì hàm lượng nitơ trong nước thải chỉ đủ hoặc thiếu cho

quá trình xử lý của vi sinh dị dưỡng và vì vậy không cần phải quan tâm đến

quá trình loại bỏ hợp chất nitơ. Phần hợp chất nitơ dư so với nhu cầu dinh

dưỡng của vi sinh cần được tách loại mà giai đoạn đầu tiên là oxy hóa thành

sản phẩm nitrat (nitrat hóa).

Oxy hóa hợp chất nitơ có thể tiến hành theo các phương thức: tiến hành

đồng thời hoặc riêng rẽ với oxy hóa BOD, thực hiện theo kỹ thuật huyền phù

hoặc kỹ thuật màng sinh học hoặc phối hợp hai phương thức kỹ thuật trên.


~ 244 ~

(loại bỏ)

(loại bỏ) (loại bỏ)

Tiêu chí để thực hiện oxy hóa đồng thời (một giai đoạn) hoặc tách riêng

(hai giai đoạn) BOD và amoni là tỉ lệ BOD/TKN (tổng nitơ Kjehdahl, TKN,

lượng hợp chất nitơ tồn tại ở dạng amoni/amoniac và trong hợp chất hữu cơ

như axit amin, protein, urin...).

Trong thành phần sinh khối của tất cả các quá trình hiếu khí đều có mặt của

loại vi sinh vật Nitrifier với tỉ lệ cao thấp khác nhau phụ thuộc vào tỉ lệ

BOD/TKN của nước thải.

Ví dụ với nước thải có tỉ lệ BOD/TKN = 1:1 thì vi sinh Nitrifier chiếm 21%

còn với tỉ lệ BOD/TKN = 9 thì tỉ lệ trên chỉ còn 2,9% (bảng 8. 1). Trong các

hệ thống xử lý nước thải theo phương pháp bùn hoạt tính, tỉ lệ vi sinh Nitrifier

trong sinh khối chiếm không quá 10%. Tỉ lệ vi sinh Nitrifier trong sinh khối

tổng có thể sơ bộ tính theo:

3

3

16,0.60,0

.16,0

NHBOD

NHR

R là tỉ lệ của Nitrifier trong sinh khối [7].

Kinh nghiệm thực tế chỉ ra rằng, khi tỉ lệ BOD/TKN > 5 thì có thể oxy hóa

đồng thời cả BOD và amoni, thực hiện theo công nghệ một giai đoạn và khi

BOD/TKN < 3 thì cần tiến hành oxy hóa riêng rẽ hai thành phần trên. Nếu

thực hiện quá trình xử lý theo kỹ thuật bùn hoạt tính thì sơ đồ oxy hóa một

hoặc hai giai đoạn được trình bày trong hình 9. 1.


~ 245 ~

Hiếu khí oxy hóa BOD, NH3 Lắng thứ cấp Lắng sơ cấp

Thải

Lắng

sơ cấp

Oxy hóa

BOD Lắng

thứ cấp

Oxy hóa

NH4+

Lắng

thứ cấp

(a)

(b)

Hình 9. 1. Sơ đồ oxy hóa BOD và amoni theo phương pháp bùn hoạt tính một

giai đoạn (a), hai giai đoạn (b).

9. 1. 1. Kỹ thuật phản ứng một giai đoạn.

Phương pháp bùn hoạt tính

Các kỹ thuật phản ứng theo phương pháp huyền phù có thể sử dụng để oxy

hóa amoni gồm: dòng lý tưởng, trộn đều và các biến hình công nghệ của kỹ

thuật mương oxy hóa. Các kỹ thuật trên được tính toán sao cho đáp ứng được

các điều kiện thích hợp để vi sinh vật Nitrifier phát triển, chủ yếu là tăng thời

gian lưu tế bào và cấp đủ khí cho quá trình oxy hóa.

Các yếu tố chính ảnh hưởng tới oxy hóa amoni trong kỹ thuật một giai đoạn

bao gồm: nồng độ amoni, nitrit, tỉ lệ BOD/TKN, nồng độ oxy hòa tan, nhiệt độ

và pH.

- Nồng độ amoni và nitrit trong nước thải có tác động trực tiếp đến tốc độ phát

triển của loại vi sinh Nitrifier, mức độ tác động của chúng được đánh giá

thông qua phương trình động học Monod và độc tính đối với vi sinh vật.

Hiếu khí, oxy

hóa BOD, NH3


~ 246 ~

Do tốc độ oxy hóa nitrit thành nitrat nhanh hơn (trong phần lớn trường hợp)

nên việc tính toán mô hình xử lý cần tập trung vào giai đoạn oxy hóa amoni

thành nitrit là giai đoạn quyết định.

- Tỷ lệ BOD/TKN trong nước thải quyết định tỉ lệ của vi sinh Nitrifier trong

tổng sinh khối, đóng vai trò quyết định đối với oxy hóa amoni. Mật độ của

chúng giảm khi tỉ lệ BOD/TKN tăng.

- Nồng độ oxy hòa tan, nhiệt độ và pH tác động đến vi sinh Nitrifier khác về

mức độ so với vi sinh tự dưỡng [so sánh các biểu thức (8-7), (8-8) với (6-

23), (6-24)]. Nồng độ oxy cần thiết để oxy hóa amoni cần cao hơn, khoảng

pH tối ưu cho oxy hóa amoni hẹp hơn so với trường hợp oxy hóa BOD.

Đối với qui mô xử lý nhỏ, áp dụng kỹ thuật khuấy trộn đều, khi phân tích

quá trình dựa trên mô hình động học cần tiến hành các bước sau [8, 13]:

1)- Chọn hệ số an toàn về lưu lượng và thăng giáng mức độ ô nhiễm của

dòng thải cần xử lý. Hệ số an toàn về thời gian lưu tế bào ít nhất là 2.

2)- Chọn nồng độ oxy hòa tan ở mức tối thiểu là 2 mg/l nhằm tránh cho quá

trình nitrat hóa bị ức chế bởi thiếu oxy.

3)- Vùng pH cần được duy trì nằm trong khoảng 7,2 - 9,0. Để duy trì được

pH trên nước xử lý cần có độ kiềm cao hơn nhu cầu cho phản ứng (7,14 g

CaCO3/g NH4-N) cùng với một lượng kiềm dư 150 - 200 mg CaCO3/l.

4)- Xác định tốc độ phát triển cực đại của vi sinh Nitrifier phụ thuộc vào

pH, nhiệt độ, oxy hòa tan.

5)- Xác định thời gian lưu tế bào tối thiểu đối với nước thải cụ thể (pH, To,

DO, nồng độ amoni ban đầu).

6)- Xác định hệ số an toàn cho thời gian lưu tế bào.

7)- Xác định nồng độ hợp chất nitơ tại đầu ra.

8)- Xác định thời gian lưu thủy lực tương ứng với nồng độ thải (thể tích bể

phản ứng).

9)- Xác định tốc độ tiêu thụ cơ chất hữu cơ trong quá trình oxy hóa amoni.

Trong các bước phân tích trên, xác định thời gian lưu tế bào tối thiểu là

quan trọng nhất cũng như chọn hệ số an toàn cho nó. Tính toán theo mô hình

động học quá trình nitrat hóa tương tự với quá trình oxy hóa BOD.

Thông số động học quá trình oxy hóa amoni được ghi trong bảng 9. 2.


~ 247 ~

Bảng 9. 2. Thông số động học đặc trưng của vi sinh tự dưỡng (thuần chủng)

trong quá trình oxy hóa amoni [8].

Thông số Đơn vị Giá trị

Khoảng Đại diện

Nitrosomonas

m d-1

0,3 – 2,0 0,7

KS NH4-N, mg/l 0,2 – 2,0 0,6

Nitrobacter

m d-1

0,4 – 3,0 1,0

KS NH4-N, mg/l 0,2 – 5,0 1,4

Tổ hợp

m d-1

0,3 – 3,0 1,0

KS NH4-N, mg/l 0,2 – 0,5 1,4

Y NH4-N, mgSK/mg 0,1 – 0,3 0,2

kp d-1

0,03 – 0,06 0,05

Ví dụ sau được chọn để minh họa cho quá trình tính toán thiết kế theo công

nghệ xử lý một giai đoạn.

Bài toán: Tính toán thiết kế hệ xử lý oxy hóa chất hữu cơ và hợp chất nitơ

một giai đoạn với các thông số.

Lưu lượng: 1000 m3. d

-1.

BOD (sau lắng sơ cấp): 200 mg/l.

TKN (sau lắng sơ cấp): 40 mg/l.

Nhiệt độ: 23oC.

pH = 7,5 được duy trì do đảm bảo được độ kiềm (đệm).

DO: duy trì ở mức 2,5 mg/l.

KDO = 1 mg/l, KN = 0,85 mg/l.

Lời giải:

Xác định hệ số tốc độ phát triển cực đại m [biểu thức (8-9)]


~ 248 ~

NN

N

DO

T

mKS

SpH

KDO

DOe )].2,7(833,01.[..47,0 )15(098,0

1)15(098,0 90,085,040

40.)5,72,7(833,01

15,2

5,2.47,0

de T

Xác định hệ số tiêu thụ cơ chất riêng [biểu thức (6-7)]

k = m/Y (Y = 0,15)

k = 0,90/0,15 = 6 d-1

.

Xác định thời gian lưu tế bào tối thiểu và thời gian lưu tế bào

thiết kế [biểu thức (7-62) hoặc (8-10 )]:

kp = 0,03 d-1

03,06.15,0.1

,

p

tc

kkY

.15,1, dtc

Chọn hệ số an toàn là 3: .45,4 dc

Xác định tốc độ suy giảm cơ chất riêng U [phương trình (7-

53)]:

1/c = Y.U - kp.

U = (1/c+ kp)/Y = (1/4,45 + 0,03)/0,15 = 1,70 d-1

Xác định nồng độ amoni tại đầu ra [phương trình (7-58)]

U= 11.).(70,185,0

.6.

dgSKgNS

S

KS

Sk

N

N

NN

N

SN = 0,33 mg/l.

Xác định tốc độ phân hủy BOD [phương trình (7-53)].

p

c

kUY .1

(Y=0,6; kp=0,06; c=4,45 d-1

).

U = (1/4,45 + 0,06)/0,6 = 0,47 gBOD. (gSK)-1

.d-1

Xác định thời gian lưu thủy lực cho quá trình oxy hóa BOD và amoni

[phương trình (7-52)].

XU

SS

X

SSU oo

..

Oxi hóa BOD:


~ 249 ~

So = 200mg/l, Sra = 20mg/l, U = 0,47gBOD. (gSK)-1

. d-1

X = 2500 mg/l (giá trị cho)

.8,316,02500.47,0

20200hd

Oxi hóa amoni.

.1,417,0)054,0.2500.(70,1

33,040hd

(Sinh khối Nitrifier được tính theo tỷ lệ BOD/TKN theo bảng 8. 1).

Nhận xét: Oxy hóa amoni quyết định thời gian lưu thủy lực của hệ xử lý

(4,1 giờ so với 3,8 giờ).

Xác định thể tích bể sục khí:

V = Q. = 100 m3.d

-1. 0,17 d

-1 = 170 m

3.

Nhận xét: Trong trường hợp trên thể tích bể sục khí tương ứng với xử lý

amoni, khi đó nồng độ BOD tại đầu ra sẽ thấp hơn giá trị tính (20 mg/l). Khi

chọn các điều kiện khác, ví dụ pH, hiệu suất sinh khối, hằng số tiêu thụ cơ

chất riêng k, tỉ lệ mật độ vi sinh Nitrifier thấp hơn các giá trị trên sẽ xảy ra

trường hợp thời gian lưu thủy lực đối với xử lý amoni sẽ nhỏ hơn giá trị đối

với xử lý BOD, khi đó thể tích bể sục khí sẽ được tính theo giá trị thời gian lưu

thủy lực lớn hơn.

Ngoài phương pháp huyền phù, kỹ thuật oxy hóa một giai đoạn cũng có thể

thực hiện theo phương pháp màng vi sinh lọc nhỏ giọt, đĩa quay sinh học, lọc

tầng tĩnh, tầng linh động (lưu thể).

Lọc nhỏ giọt một giai đoạn

Tính toán thiết kế lọc nhỏ giọt một giai đoạn bao gồm cả oxy hóa amoni

cũng dựa trên cơ sở giống như cho trường hợp xử lý BOD. Điểm khác biệt

quan trọng nhất là mức độ chịu tải thấp hơn nhiều. Mức độ chịu tải chất hữu

cơ thấp đồng nghĩa với thời gian lưu tế bào cao trong hệ xử lý theo kỹ thuật

huyền phù. Để đạt được hiệu suất oxy hóa amoni 75 - 80% tải lượng hữu cơ có

thể áp dụng là [8, 9]:

- Sử dụng vật liệu đá sỏi: 0,8 - 1,3 kgBOD. m-3

. d-1

.

- Sử dụng vật liệu nhựa: 1,5 - 2,3 kg BOD. m-3

. d-1

.

Muốn tăng hiệu quả nitrat hóa lên 85 - 95%, tải lượng hữu cơ cần phải được

giảm tiếp tới 0,4 - 0,8 cho trường hợp đầu và 0,8 - 1,5 kg BOD. m-3

. d-1

cho


~ 250 ~

trường hợp sau. Thời gian lưu tế bào tương ứng để đạt 75 - 85% hiệu suất là

10 ngày và 20 ngày để đạt hiệu quả oxy hóa 85 - 95%.

Mức tải thủy lực đối với kỹ thuật lọc nhỏ giọt phụ thuộc vào vật liệu mang

(xem 7. 2. 2. 5) cũng thấp hơn so với oxy hóa BOD, nằm trong khoảng 30 - 60

m3. m

-2. d

-1. Tải lượng thủy lực trên nhằm duy trì cho tầng lọc đủ ướt và thực

hiện thông qua tăng cường quay vòng nước đã qua xử lý.

Chiều cao của lớp lọc đá sỏi nằm trong khoảng 1 - 2 m và không vượt quá

3m vì sẽ hạn chế quá trình lưu thông khí trong tầng vật liệu và tránh mức chịu

trọng tải cao của tầng vật liệu. Vật liệu nhựa nhẹ hơn, có diện tích lớn hơn nên

có thể sử dụng với lớp lọc cao hơn nhưng cũng không hơn 12m do tốn năng

lượng bơm nước lên độ cao. Sử dụng tầng lọc có độ cao lớn sẽ tiết kiệm được

diện tích đất sử dụng và tiết kiệm được năng lượng bơm nước quay vòng

nhưng có thể phải cấp khí thêm cho bộ lọc. Bộ lọc nhỏ giọt sử dụng vào mục

đích oxy hóa amoni thường sử dụng vật liệu nhựa có trang bị máy thổi khí

tăng cường.

Đĩa quay sinh học một giai đoạn.

Trong hệ xử lý đĩa quay sinh học một giai đoạn, oxy hóa amoni xảy ra ở

các khoang sau (xem 7. 2. 2. 7) khi BOD đã được oxy hóa ở các khoang trước

đó. Hiện tượng xảy ra như trên là do vi sinh tự dưỡng chỉ phát triển ở mức

đáng kể khi nồng độ BOD trong nước thấp, ví dụ 15 mgBOD/l. Số đĩa cần

phải đủ lớn để cung cấp một diện tích đủ cho quá trình oxy hóa cả BOD lẫn

amoni.

Thiết kế hệ xử lý đĩa quay sinh học một giai đoạn với tiêu chuẩn thải BOD

< 15 mg/l cần ít nhất là bốn khoang, trong từng khoang có thể gắn nhiều trục

quay phụ thuộc vào tải lượng chính tại khoang đó [5, 6, 7, 10, 11].

Kỹ thuật phản ứng dạng linh động.

Khác với kỹ thuật lọc ngập nước qua tầng vật liệu cố định, kỹ thuật dạng

linh động hay lưu thể (fluidized bed) sử dụng vật liệu mang có kích thước nhỏ,

thường là cát với kích thước 0,5mm, vật liệu này chuyển động hỗn loạn trong

nước (xem 7. 2. 2. 6). Nhờ có diện tích bề mặt lớn, vi sinh vật có điều kiện để

bám dính và phát triển trên đó với mật độ cao và thúc đẩy tốc độ oxy hóa

BOD, amoni. So sánh với kỹ thuật huyền phù, thể tích bể phản ứng dạng linh

động thấp hơn nhiều mà vẫn đảm bảo được thời gian lưu tế bào.


~ 251 ~

Kỹ thuật tầng linh động chưa được sử dụng rộng rãi ở qui mô sản xuất,

đang được nghiên cứu phát triển ở qui mô phòng thí nghiệm và pilot. Kết quả

nghiên cứu cho thấy triển vọng của kỹ thuật trên: tốc độ xử lý amoni đạt 3,8

kg NH3-N. m-3

.d-1

tại 24oC hoặc xử lý BOD với tốc độ 3 kg BOD. m

-3. d

-1 [5].

Trước khi xây dựng hệ thống xử lý theo kỹ thuật tầng linh động cần tiến

hành thử nghiệm pilot là kinh nghiệm được khuyến cáo [12, 14].

Kỹ thuật lọc ngập nước.

Lọc ngập nước có sục khí là tổ hợp của các phương pháp: sục khí, màng vi

sinh và lọc. Vật liệu trong tầng cố định đóng vai trò là chất lọc giữ chất rắn

cùng sinh khối và chất mang cho vi sinh bám dính trên đó. Kích thước vật liệu

lọc nằm trong khoảng 2 - 10 mm. Kỹ thuật lọc ngập nước được áp dụng khá

rộng rãi từ thập kỷ 80 ở một số nước tây, bắc Âu và Nhật với qui mô từ nhỏ

đến lớn với công suất tới 100 ngàn m3/ngày. Kỹ thuật trên được sử dụng ở bắc

Mỹ muộn hơn và ít được ưa chuộng hơn do chưa đủ kinh nghiệm thiết kế và

vận hành hệ thống [5]. Có nhiều phương án công nghệ có thể lựa chọn để thực

hiện mục tiêu xử lý: dòng nước vào bộ lọc có thể theo chiều chảy xuôi hoặc

ngược, khí có thể cấp từ đáy của bộ lọc hoặc tại một vị trí nào đó dọc theo

chiều cao của tầng lọc. Vật liệu lọc thường là các loại đá xốp hay sét nung và

gần đây vật liệu nhựa được ưa chuộng hơn. Lọc ngập nước có sục khí được

thực hiện theo các phương thức: chiều chảy (dòng nước) xuôi, ngược.

Lọc ngập nước có sục khí kiểu xuôi dòng có tên là Biocarbone có nguồn

gốc từ các bộ lọc cát truyền thống. Khí được cấp vào bộ lọc ở khoang cách 0,3

m cao hơn giá đỡ lớp lọc, bên dưới giá đỡ có chứa một phần thể tích rỗng chứa

nước trước khi ra khỏi hệ thống xử lý nhằm giữ lại một phần cặn trong nước.

Rửa tầng lọc được thực hiện với dòng nước bơm từ dưới lên nhằm chống tắc.

Ưu điểm của kỹ thuật chảy xuôi dòng là tăng cường quá trình hòa trộn oxy với

nước nhưng lại dễ gây tắc dòng khi tốc độ dòng lớn hơn 5 m3. m

-2. h

-1 và dẫn

tới tăng tần xuất rửa ngược.

Chiều của dòng nước và dòng khí đi từ dưới lên. Khí được cấp vào bộ lọc

ngay tại sát đáy. Nước và các chất rắn đi qua lớp giá đỡ vì vậy cần được lắp

thêm các lưới lọc có kích thước nhỏ nhằm ngăn chặn sự thâm nhập của các vật

rắn có kích thước lớn vào tầng lọc. Tốc độ dòng nước và khí cần đủ lớn để

tầng lọc có thể dãn nở, tuy tránh được hiện tượng tắc nhưng có thể sẽ rửa trôi

vật liệu lọc ra khỏi hệ thống khi sử dụng tốc độ cao. Rửa tầng lọc theo phương


~ 252 ~

pháp cùng chiều với dòng lọc (từ dưới lên) bằng cách tăng cường dòng khí và

nước.

Một biến hình công nghệ khác của kỹ thuật lọc ngược là dạng Biostyr sử

dụng vật liệu nổi: hạt xốp polystyren. Phía trên của bể lọc được lắp lưới ngăn

để giữ cho hạt lọc không bị trôi ra ngoài. Nước và khí đều có chiều từ dưới

lên. Vị trí cấp khí có thể bố trí tại đáy bể lọc hoặc tại một vị trí nhất định nào

đó bên trên đáy nhằm tạo ra một khoảng thiếu khí ở phía dưới vị trí đó để khử

nitrat. Khí và nước cùng chiều gây ra khả năng nén ép hạt lọc về phía trên, cho

phép lọc với tốc độ lớn mà vẫn giữ lại được sinh khối.

Do sinh khối hình thành và tích lũy chất không tan từ nguồn nước thải nên

tầng lọc cần được rửa theo chu kỳ bằng cách sử dụng trực tiếp nước đã xử lý

được tích trữ ở phía trên xả xuống nhờ áp lực của cột nước: khi xả rửa cần

đồng thời sục khí để tăng cường hiệu quả với tổng của hai lưu lượng dòng

khoảng 500 m3. m

-2. h

-1.

Lọc ngập nước có sục khí có thể thiết kế để xử lý BOD, oxy hóa amoni hay

khử nitrat và thậm chí có thể xử lý cả ba thành phần nêu trên.

Thiết kế lọc sinh học ngập nước phần lớn dựa trên tải lượng cơ chất với tải

lượng lớn hơn khoảng mười lần so với tháp lọc nhỏ giọt (lọc nhỏ giọt, sử dụng

vật liệu nhựa có diện tích lớn, tầng lọc cao, xem 7. 2. 2. 5).

Tải lượng khi thiết kế phải dựa trên tiêu chuẩn thải hay hiệu quả loại bỏ cần

đạt được và từ đó xác định thể tích tầng lọc. Thông số thiết kế khác là tải

lượng thủy lực và khả năng tích lũy chất rắn trong tầng lọc, hai thông số trên

xác định chu trình rửa tầng lọc. Diện tích và độ cao của tầng lọc được xác định

theo các thông số trên.

Đối với xử lý BOD, tất cả các kỹ thuật lọc ngập nước đều tương tự nhau và

có cùng phương pháp tính toán thiết kế. Xử lý nước thải sinh hoạt với đặc

trưng COD: BOD = 2 - 2,5, COD trượt qua lọc 50%, áp dụng kỹ thuật lọc xuôi

và ngược với tải lượng hữu cơ không vượt quá 10 kg COD. m-3

. d-1

thi BOD ở

đầu ra sẽ đạt dưới 30 mg/l. Sử dụng vật liệu lọc nổi do hiệu quả nén ép tầng

lọc nên có thể sử dụng tốc độ lọc cao gấp đôi so với lọc xuôi.

Thiết kế hệ xử lý nitrat hóa dựa trên bốn yếu tố: tải lượng hữu cơ, tải lượng

amoni (TKN), chất lượng nước sau xử lý và nhiệt độ.

Oxy hóa amoni bị giảm khi tải lượng hữu cơ cao hơn 2 kg COD. m-3

. d-1

mặc dù qui trình nitrat hóa xảy ra đồng thời với oxy hóa chất hữu cơ. Vật liệu

nhựa thích hợp hơn đá, sỏi cho quá trình oxy hóa amoni được xác nhận ở qui


~ 253 ~

mô thí nghiệm với qui mô tầng lọc có diện tích 90 m2. Tốc độ dòng nước và

khí, nồng độ oxy, kiềm thấp sẽ hạn chế dòng khuyếch tán trong màng vi sinh

và vì vậy sẽ làm giảm hiệu suất xử lý [15, 16].

9. 1. 2. Kỹ thuật oxy hóa hai giai đoạn.

Cả phương pháp huyền phù lẫn màng vi sinh đều có thể sử dụng vào kỹ

thuật oxy hóa amoni hai giai đoạn: oxy hóa hợp chất hữu cơ ở giai đoạn đầu và

oxy hóa amoni ở giai đoạn sau (hình 9. 1. b). Oxy hóa amoni riêng rẽ có tính

linh hoạt cao dễ kiểm soát hiệu quả của quá trình. Khả năng gây độc đối với hệ

thống được giảm thiểu do các chất hữu cơ có tiềm năng gây độc đối với vi sinh

vật tự dưỡng đã được loại bỏ trước đó.

Tiến hành oxy hóa hai giai đoạn có thể thực hiện thông qua tổ hợp của hai

dạng kỹ thuật phản ứng trong một hệ thống xử lý: kỹ thuật huyền phù và màng

vi sinh.

Giai đoạn xử lý đầu tiên nhằm giảm BOD xuống dưới mức 30 mg/l với thời

gian lưu thủy lực thấp nhất, giai đoạn oxy hóa amoni được thiết kế phù hợp

với đặc trưng ô nhiễm và tiêu chuẩn thải đặt ra.

Phương pháp bùn hoạt tính.

Cả hai giai đoạn oxy hóa đều sử dụng kỹ thuật bùn hoạt tính, giai đoạn đầu

được thiết kế sao cho nồng độ BOD dư thấp hơn 30 mg/l với thời gian lưu

thủy lực (thể tích bể sục khí) là thấp nhất, không tạo điều kiện cho vi sinh tự

dưỡng phát triển. Để đạt được tiêu chí trên có thể sử dụng một số giải pháp

thiết kế sau [5]:

- Lựa chọn thời gian lưu tế bào thấp : 0,5 ngày (vùng ấm)đến 1,5 ngày (vùng

lạnh).

- Cấp lượng khí oxy tối đa để đáp ứng cho hệ xử lý cao tải, ví dụ với mức tải

lượng hữu cơ 1,6 kg BOD. m-3

. d-1

, nếu sử dụng oxy nguyên chất có thể

nâng tải lượng hữu cơ tới 4 kg BOD. m-3

. d-1

.

- Cấp lượng khí oxy với mức 1,2 kg/kg BOD sao cho nồng độ oxy hòa tan

không bao giờ dưới 1 mg/l và trung bình là 4 mg/l.

- Bể lắng thứ cấp được thiết kế sao cho tải lượng bề mặt trung bình đạt 24 – 33

m3. m

-2. d

-1, tại thời điểm dao động lưu lượng cao nhất cũng vẫn nằm trong


~ 254 ~

khoảng 49 – 65 m3. m

-2. d

-1 nhằm tách triệt để sinh khối từ giai đoạn oxy hóa

đầu tiên.

- Mật độ sinh khối thiết kế phụ thuộc vào thời gian lưu của bể lắng thứ cấp và

tốc độ lắng của chính nó. Với tải lượng bề mặt của bể lắng là 24 m3. m

-2. d

-1

thì mật độ sinh khối thích hợp là 2000 – 2500 mg/l.

Giai đoạn oxy hóa amoni được thiết kế tương tự như trường hợp oxy hóa

một giai đoạn.

Thời gian lưu tế bào được lựa chọn tương tự như hệ xử lý một giai đoạn.

Độ kiềm cần thiết cũng được tính tương tự nhưng có thể ở mức thấp hơn do

một phần hợp chất nitơ được thải loại dưới dạng sinh khối ở giai đoạn trước.

Đối với quá trình oxy hóa amoni riêng biệt, mô hình động học thường tỏ ra

ít thích hợp khi sử dụng để tính toán do tỷ lệ vi sinh Nitrifier trong tổng sinh

khối rất khó xác định chính xác, vì vậy số liệu từ thí nghiệm trực tiếp có độ tin

cậy cao hơn.

Giá trị thời gian lưu tế bào là thông số quan trọng dùng để tính toán thiết kế

hệ thống oxy hóa amoni, giá trị trên được tính từ các thông số động học

[phương trình (8-10)] với một hệ số an toàn nào đó. Thời gian lưu tế bào chủ

yếu phụ thuộc vào nhiệt độ, vì vậy trong nhiều trường hợp có thể tra được giá

trị của nó theo nhiệt độ từ các đồ thị cho sẵn [5, 6], ví dụ trong hình 9. 2.

Trong trường hợp không có đủ số liệu tin cậy để thiết kế có thể sử dụng các

phương pháp tính toán theo kinh nghiệm để xác định thể tích bể phản ứng, ví

dụ tính theo thời gian lưu tế bào (xem 7. 2. 1. 5):

V = X

YSQ oc ... (9-1)

Các giá trị thông số thiết kế đặc trưng được ghi trong bảng 7. 2.


~ 255 ~

Đức (ATV)

Hình 9. 2. Thời gian lưu tế bào tối thiểu phụ thuộc vào nhiệt độ.

a) theo tiêu chuẩn ATV (Đức)

b) theo USEPA và c) Downing.

Khi thiết kế hệ xử lý hai gia đoạn cần chú ý tới tình huống là hiệu quả xử lý

BOD ở giai đoạn đầu đạt rất cao, ví dụ BOD dư còn 5 - 10 mg/l và bể lắng thứ

cấp của giai đoạn đầu hoạt động rất tốt, mật độ sinh khối ra khỏi bể lắng rất

thấp, khi đó mật độ sinh khối tại bể oxy hóa amoni nhỏ, không duy trì được

thời gian lưu tế bào đủ lớn để nitrat hóa. Để khắc phục người ta sử dụng một

phần nước thải chưa được oxy hóa đưa thẳng vào bể xử lý sau so cho duy trì

được nồng độ BOD (tan và không tan) ở mức 50 mg/l. Một biện pháp khác

cũng được sử dụng là đưa một phần bùn thải của bể lắng thứ cấp thứ nhất về

bể nitrat hóa cũng cho hiệu quả tương ứng.

Tại một số nơi (Tampa, Florida; Gurnee, Illinois; Waukan Illinois) một số

hệ thống được thiết kế có thể vận hành theo cả hai phương thức: một hoặc hai

giai đoạn nhằm tận dụng lợi thế của từng kỹ thuật và phù hợp với các điều

kiện biến động của dòng thải và điều kiện ngoại cảnh.

Hệ xử lý thiết kế vận hành linh hoạt được trình bày trong hình 9. 3.

A. Bể phản ứng oxy hóa giai đoạn 1, oxy hóa giai đoạn 2

Downing (DO = 4 mg/l, pH = 6,5)

Đưc (ATV)

USEPA

0

5

10

15

20

0 5 10 15 20 25 30 35 40Thờ

i gia

n l

ưu t

ế bào

tối

thiể

u, ngày

Nhiệt độ, oC


~ 256 ~

a b c

B. Bể lắng thứ cấp

a’ b’ c’

Hình 9. 3. Hệ oxy hóa vận hành linh hoạt theo cả hai chế độ:

hai giai đoạn (a, b) và một giai đoạn c.

Hệ xử lý linh hoạt gồm hai hệ thống: bể phản ứng A và bể lắng thứ cấp B.

Bể phản ứng được chia thành sáu ngăn nối tiếp nhau với 3 tổ hợp : 6 (c), 3 : 3

(b), 2 : 4 (a). Bể lắng cũng được tách theo tỉ lệ (thể tích và diện tích) tương

ứng.

Trong trường hợp sử dụng phương thức vận hành một giai đoạn (c) bể phản

ứng và bể lắng được sử dụng toàn bộ thể tích. Khi vận hành theo phương thức

hai giai đoạn, cả bể phản ứng lẫn bể lắng được tách ra làm hai phần thông qua

đường van tương ứng với thời gian lưu thủy lực theo tỉ lệ 2:4 và 3:3 đối với

quá trình oxy hóa BOD so với nitrat hóa.

Hệ thiết kế trên có ưu thế là có thể vận hành theo phương thức một giai

đoạn vào mùa hè và hai giai đoạn về mùa đông với thể tích bể phản ứng và

lắng sơ cấp tối thiểu. Ngoài ra, những ngăn bể đầu có thể sử dụng làm ngăn

thiếu khí. Tiết diện lắng của bể lắng thứ cấp tăng đáng kể khi vận hành theo

phương thức một giai đoạn vào các thời điểm tăng đột biến về lưu lượng (trời

mưa).

Oxy hóa hai giai đoạn có lợi thế rất lớn là mật độ sinh khối Nitrifier cao ở

giai đoạn sau do tỉ lệ BOD: TKN thấp, do đó tốc độ nitrat hóa cao hơn nhiều

so với oxy hoá một giai đoạn. Tốc độ oxy hóa amoni cao đồng nghĩa với giảm

thể tích của khối phản ứng. Nếu so sánh tổng thể tích bể phản ứng của xử lý

một và hai giai đoạn, cho thấy: để cùng đạt được hiệu suất oxy hóa amoni, với

nước thải có độ ô nhiễm thấp (cả amoni lẫn BOD) thì thể tích bể phản ứng một


~ 257 ~

giai đoạn thấp hơn nhưng khi mức độ ô nhiễm amoni cao thì thể tích bể phản

ứng hai giai đoạn thấp hơn.

Oxy hóa hai giai đoạn còn có một số lợi thế về duy trì điều kiện thiếu khí

trong hệ khi tiến hành khử nitrat, tăng cường xử lý photpho, tiết kiệm năng

lượng và dễ ổn định vận hành [5].

Lọc nhỏ giọt hai giai đoạn.

Kỹ thuật lọc nhỏ giọt có thể áp dụng vào hệ xử lý hai giai đoạn, được ghép

nối với hệ bùn hoạt tính (trước) hoặc thông dụng hơn là ghép nối tiếp hai hệ

lọc nhỏ giọt.

Tháp lọc nhỏ giọt sử dụng cho nitrat hóa thường dùng vật liệu nhựa có diện

tích lớn và được lắp đặt hệ thổi khí bổ xung.

Hiệu quả oxy hóa amoni giảm khi tải lượng bề mặt tăng và nhiệt độ giảm.

Để đảm bảo cho bề mặt nhựa đủ ướt, tải thủy lực (kể cả lưu lượng nước

quay vòng) cần cao hơn mức 47 m3. m

-2. d

-1- [5, 6] và chiều cao của tầng nhựa

từ 6 đến 12 m. Tốc độ oxy hóa amoni đối với nước thải sinh hoạt từ 1,2 - 1,8

g NH4+ - N. m

-3. d

-1 với điều kiện BOD nhỏ hơn 20 mg/l. Khí bổ xung được

cấp với mức độ 50 lần lớn hơn so với nhu cầu (tính theo lý thuyết), tức là 50

kg oxy trên 1 kg oxy đáp ứng cho nhu cầu phản ứng oxy hóa, tương đương với

hiệu quả hấp thụ oxy là 2%.

Mức độ tiêu hao kiềm cho phản ứng nitrat hóa thấp hơn so với giá trị tính lý

thuyết, với tải trọng amoni thấp lượng kiềm tiêu thụ 6,7 g/g và khi tải lượng

cao mức tiêu thụ chỉ còn 4,6 g/g [6]. Điều đó có thể có nguyên nhân là xảy ra

đồng thời quá trình khử nitrat ở bên trong màng vi sinh.

Đĩa quay sinh học hai giai đoạn.

Đĩa quay sinh học hai giai đoạn được sử dụng chủ yếu để nitrat hóa. Nước

xử lý sau giai đoạn đầu từ các kỹ thuật bùn hoạt tính, lọc nhỏ giọt hoặc đĩa

quay sinh học được lắng để tách sinh khối trước khi xử lý tiếp theo bằng đĩa

quay sinh học. Để hệ vi sinh Nitrifier phát triển tốt thì BOD dạng không tan

(rắn) có thể được phép cao hơn 15 mg/l nhưng nồng độ BOD tan không được

lớn hơn nồng độ amoni. Nồng độ BOD không tan cao sẽ làm giảm diện tích

của đĩa quay cho mục đích nitrat hóa. Biểu đồ được xây dựng từ thí nghiệm

thường được sử dụng để thiết kế oxy hóa hai giai đoạn bằng phương pháp đĩa

quay sinh học và lọc nhỏ giọt [5, 6, 8].


~ 258 ~

pH của nước thải cần duy trì trong khoảng 7,2 – 8,6, hiệu quả nitrat hóa bị

suy giảm khi pH < 7,2. Nồng độ oxy hòa tan cần duy trì ở mức lớn hơn 1,5

mg/l [8]. Lợi thế và nhược điểm của từng phương pháp được trình bày trong

bảng 8. 4.

9. 2. Thiết kế hệ thống khử nitrat.

Khử nitrat bằng phương pháp sinh học có thể thực hiện theo các dạng kỹ

thuật phản ứng: huyền phù, lọc ngập nước qua tầng cố định vi sinh và dạng lưu

thể (hình 8. 3). Tuy có những đặc thù khi sử dụng từng kỹ thuật phản ứng trên

nhưng quá trình khử nitrat có một số nét chung là bị ức chế bởi nhiệt độ thấp,

bởi một loạt hợp chất hữu cơ. Ảnh hưởng của nhiệt độ có thể bao quát được

khi tính toán thiết kế. Ảnh hưởng của pH không quá mạnh ở xung quanh điểm

trung hòa (6,5 - 7,5). Quá trình khử nitrat sinh ra kiềm, lượng kiềm sinh ra có

tác dụng làm tăng pH.

9. 2. 1. Thiết kế hệ xử lý dạng huyền phù.

Về tổng thể, hệ xử lý khử nitrat dạng huyền phù giống như hệ xử lý bùn

hoạt tính. Điểm khác so với hệ bùn hoạt tính là có bổ xung thêm nguồn carbon

(metanol), khối phản ứng được khuấy trộn cơ học và có một khoang nhỏ được

sục khí trước bể lắng thứ cấp với thời gian lưu thủy lực là 5 - 10 phút. Bể sục

khí có tác dụng tách khí nitơ hình thành từ phản ứng còn tồn tại trong hỗn hợp,

tránh hiện tượng nổi bùn trong bể lắng thứ cấp.

Cả dạng kỹ thuật phản ứng dòng đẩy lý tưởng và khuấy trộn đều có thể có

sử dụng để thực hiện quá trình khử nitrat. Khi sử dụng kỹ thuật khuấy trộn

đều, bể khử nitrat có thể chia làm nhiều ngăn – mô phỏng phương thức dòng lý

tưởng, để tận dụng ưu điểm của phương thức đó.

Tốc độ khuấy trộn được duy trì sao cho lượng sinh khối tồn tại ở trạng thái

huyền phù, không bị lắng, tiếp xúc tốt giữa sinh khối với các cấu tử tham gia

phản ứng và hạn chế sự thâm nhập của oxy từ khí quyển vào khối phản ứng.

Năng lượng tiêu hao cho khuấy trộn cơ học nằm trong khoảng 4 - 10 W/m3

[5].

Cũng tương tự như khi thiết kế hệ xử lý bùn hoạt tính, phương pháp thiết kế

hệ thống khử nitrat cũng được tiến hành trên cơ sở mô hình động học hoặc trên


~ 259 ~

cơ sở kinh nghiệm hay số liệu từ thực nghiệm pilot. Các thông số thiết kế

chính bao gồm: thời gian lưu tế bào, thời gian lưu thủy lực, tốc độ khử nitrat,

nhu cầu chất hữu cơ (metanol).

Thiết kế hệ khử nitrat dạng huyền phù có thể xuất phát từ thời gian lưu tế

bào hoặc từ tốc độ khử nitrat, chia ra làm ba phương án và đều có giá trị sử

dụng [5]:

- Sử dụng thông số thời gian lưu tế bào, các thông số động học trên đối tượng

nitrat. Mức độ tiêu thụ cơ chất của vi sinh Denitrifier với điều kiện không bị

hạn chế chất hữu cơ được sử dụng cho tính toán.

- Sử dụng tốc độ khử nitrat là phương pháp được áp dụng khá rộng rãi trước

đây. Phương pháp thiết kế này tương đối đơn giản nhưng cần có số liệu về

tốc độ khử nitrat. Tốc độ khử nitrat với chất hữu cơ là metanol trong tài liệu

biến động trong khoảng rộng: 0,1 – 1,2 g NO3 – N/g sinh khối do ảnh hưởng

của yếu tố nhiệt độ và bản chất của chất hữu cơ.

- Sử dụng thời gian lưu tế bào và các thông số động học trên đối tượng chất

hữu cơ có thể coi là phương pháp tiện lợi nhất. Phương án trên xem chất hữu

cơ là yếu tố khống chế quá trình khử nitrat vì hằng số bán bão hòa của nitrat

rất nhỏ, 0,1 mg/l, không thể là yếu tố quyết định tốc độ khử nitrat trong thực

tế xử lý nước thải.

Về hình thức, phương án đầu và cuối tương tự nhau. Trình tự và cách thức

tính toán cho phương án đầu (đối tượng là nitrat):

1) Sử dụng các thông số động học quá trình khử nitrat (bảng 9. 3) và

phương trình (6-7) để tính k; (8-10) để tính c, t cho quá trình khử nitrat. Các

hệ số động học cần được điều chỉnh theo nhiệt độ thực hiện. Ảnh hưởng của

nhiệt độ lên thông số động học được tính:

P = 0,25. T2 (9-2)

P là hệ số (=1) tại 20oC, T là nhiệt độ tính theo

oC

Bảng 9. 3. Thông số động học của quá trình khử nitrat (tại 20oC)[8].


Khoảng Đặc trưng

m d-1

0,3 – 0,9 0,3

KS NO3-N, mg/l 0,06 – 0,20 0,1

Y NO3-N, mgSK/mg 0,4 – 0,9 0,8


~ 260 ~

kp d-1

0,04 – 0,08 0,04

2) Xác định thời gian lưu tế bào c dùng cho thiết kế bằng cách lấy c,t nhân

với hệ số an toàn [phương trình (7-63)].

3) Sử dụng thời gian lưu tế bào c vừa tính được và phương trình (7-53) để

xác định tốc độ tiêu thụ cơ chất riêng U.

4) Từ giá trị U xác định được, sử dụng biểu thức (7-58) để xác định nồng

độ nitrat (S) khi ra khỏi hệ thống xử lý.

5) Xác định thời gian lưu thủy lực (thể tích bể phản ứng) từ phương trình

(7-52).

6) Xác định lượng sinh khối dư cần thải bỏ.

Thiết kế hệ xử lý theo mô hình động học trên cơ sở đối tượng là chất hữu

cơ cho quá trình nitrat hóa rất đa dạng, đôi khi là một hỗn hợp không định rõ

tính danh, ví dụ nguồn COD, BOD từ nguồn nước thải hay từ quá trình phân

hủy nội sinh. Với các chất hữu cơ khác nhau, các giá trị động học đặc trưng

cho quá trình khử nitrat cũng khác nhau. Giá trị các thông số động học cho quá

trình khử nitrat với metanol được ghi trong bảng 9. 4 [5].

Bảng 9. 4. Giá trị hằng số động học cho khử nitrat với metanol.


20oC 10

oC

Hiệu suất sinh khối, Y gSKHH/g COD 0,18 0,17

Hệ số phân hủy nội sinh, kp d-1

0,04 0,05

Tốc độ tiêu thụ cơ chất riêng

cực đại Um

gCOD/gSKHH.d 10,3 3,1

Hằng số bán bão hòa KS g COD/m3 9,1 12,6

Tính toán thiết kế quá trình khử nitrat dạng huyền phù theo kỹ thuật khuấy

trộn đều theo mô hình động học với đối tượng là chất hữu cơ được thực hiện

như sau [5]:

1) Từ giá trị tốc độ tiêu thụ cơ chất riêng cực đại Um (bảng 9. 4) tìm được

giá trị U theo mối quan hệ:

S

mKS

SUU

. (9-3)


~ 261 ~

S là nồng độ COD tại đầu ra (trong khối phản ứng). KS là hằng số bán bão

hòa. Tốc độ khử nitrat phụ thuộc vào nhiệt độ, mối quan hệ giữa tốc độ tiêu

thụ cơ chất riêng tại nhiệt độ T (oC) UT, so với chính nó tại 20

oC, U20 là:

UT = U20. T-20

(9-4)

là hệ số có giá trị từ 1,08 đến 1,16.

2) Thời gian lưu tế bào tối thiểu c, t được tính theo phương trình (8-10):

p

tc

kUY .1

, (9-5)

3) Hiệu suất sinh khối thực Y’ [xem biểu thức (7-51)] được tính:

cpk

YY

.1'

(9-6)

(c tính từ c, t với một hệ số an toàn nào đó).

Lượng bùn thải được xác định từ Y’.

4) Nồng độ COD tính từ metanol trong khối phản ứng thiếu khí cần phải

duy trì ở mức độ đảm bảo không ảnh hưởng đến tốc độ khử nitrat nhưng cũng

phải dễ dàng loại bỏ (oxy hóa) ở giai đoạn sục khí bổ xung tiếp theo giai đoạn

thiếu khí. Nồng độ metanol được xem là thích hợp trong khoảng 3 – 5 mg

COD/l. Tốc độ khử nitrat được tăng cường với nồng độ metanol cao hơn trong

các bể phản ứng nhỏ. Tuy vậy việc lựa chọn chế độ vận hành với nồng độ

metanol cao cần được cân nhắc giữa giảm thể tích bể (do tốc độ tăng) với chi

phí hóa chất.

5) Thời gian lưu thủy lực của hệ (thể tích bể phản ứng) được tính [biểu

thức (7-49)]:

cp

oc

k

SSYX

.1

).(..

(9-7)

X: nồng độ sinh khối Denitrifier, So, S là COD tại đầu vào và ra.

6) Tốc độ tiêu thụ cơ chất riêng đối với nitrat [biểu thức (7-52)] UN được

tính:

.X

NNU o

N

(9-8)

No, N là nồng độ nitrat tại đầu vào và ra khỏi hệ thống.


~ 262 ~

Khi khử nitrit, phương pháp thiết kế tương tự, giá trị các hằng số động học

khác so với khử nitrat cũng như khi sử dụng các chất hữu cơ không phải là

metanol [6, 17, 18, 19].

Thiết kế hệ thống khử nitrat không chỉ là tính toán thể tích bể phản ứng mà

còn phải chú ý tới các điều kiện đặc thù của quá trình như tỉ lệ carbon/nitơ, sự

có mặt của oxy, mức độ khuấy trộn, mức độ tiết kiệm oxy do phản ứng của

nitrat với nguồn carbon từ nước thải (oxy hóa chất hữu cơ), mức độ tạo ra độ

kiềm của phản ứng và kể cả sản phẩm sinh ra là khí nitơ (xem 8. 2).

Trong quá trình khử nitrat, cả nitrat và chất hữu cơ đều bị tiêu thụ. Mức độ

tiêu thụ chất hữu cơ được thể hiện qua tỉ lệ N/C, NO3-N /COD hoặc theo

BOD. Tính toán nhu cầu chất hữu cơ cho quá trình khử nitrat chỉ có tính chặt

chẽ ở mức độ nào đó đối với kỹ thuật khử nitrat riêng biệt, vì ít nhất một lượng

chất hữu cơ có nguồn gốc từ phân hủy nội sinh tham gia phản ứng. Khi sử

dụng nguồn carbon từ nước thải (kỹ thuật xử lý cùng hệ bùn) thì việc xác định

nhu cầu carbon sẽ phức tạp hơn [20, 21, 22, 23].

Trong một hệ thống khử nitrat, chất hữu cơ bị tiêu hao vào các quá trình:

chuyển hóa nitrat, nitrit thành khí N2, xây dựng tế bòa vi sinh và oxy hóa với

oxy hòa tan. Cung cấp vừa đủ lượng chất hữu cơ cho các quá trình trên chỉ có

thể tính toán gần đúng vì vậy cần được theo dõi và điều chỉnh khi vận hành hệ

thống xử lý.

Phương pháp tính toán nhu cầu chất hữu cơ được trình bày chi tiết trong tài

liệu [6], tuy vậy có thể áp dụng công thức tương đối đơn giản để tính, ví dụ

[5]: Lượng chất hữu cơ cần để khử nitrat là 2,86 gCOD/g NO3-. Lượng chất

hữu cơ tổng tiêu thụ cho cả ba chất oxy hóa: nitrat, nitrit và oxy tính theo COD

của chất hữu cơ có dạng (không tính cho tổng hợp tế bào):

ms = 2,86 [1,0 NO3-N + 0,6 NO2-N + 0,35 O2] (9-9)

Nồng độ nitrat, nitrit tính theo nitơ trong thành phần của chúng. Lượng chất

hữu cơ tiêu thụ cho cả tổng hợp tế bào có thể qui về cho quá trình khử nitrat

với một tỉ lệ tăng nhất định nào đó:

ms, t = 2,86. C. NO3-N (9-10)

C là hệ số (C >1) có giá trị biến động tùy thuộc vào bản chất của chất hữu

cơ và hiệu suất sinh khối của quá trình.


~ 263 ~

Phương trình tính nhu cầu chất hữu cơ (9-9) cho quá trình khử nitrat với sự

có mặt đồng thời ba chất oxy hóa: nitrat, nitrit và oxy được thành lập trên cơ

sở phân tích sau:

Để khử 14 g nitơ trong hợp chất nitrat từ hóa trị +5 về 0 cần 5 mol điện tử,

mỗi mol điện tử vì vậy sẽ khử được 2,8 g NO3-N. Các chất hữu cơ có số oxy

hóa không cố định, phụ thuộc vào tỉ lệ C/N/H trong phân tử, tuy nhiên khả

năng cho điện tử của chúng có thể đánh giá qua đặc trưng COD, cứ 8 g tính

theo COD sẽ nhường 1 mol điện tử (phân tử lượng của oxy là 32 khi chuyển

về O2-

thì nhận 4 mol điện tử). Vậy để khử 14 g NO3-N cần một lượng COD

tương ứng là 40 g (325/4). Tỉ lệ tiêu hao chất hữu cơ để khử nitơ trong nitrat

là 40/14 = 2,86.

Tương tự như vậy, để khử 14 g nitơ trong hợp chất nitrit cần 3 mol điện tử,

tương ứng với 4,67 g NO2-N/mol điện tử hoặc 4,67 g NO2-N/8 g COD.

Chất hữu cơ tính theo COD để khử oxy sẽ tương ứng là 1/1.

Trong phản ứng oxy hóa khử giữa chất hữu cơ (chất khử) với chất oxy hóa

có mặt trong nước thải (O2, NO3-, NO2

-), số đương lượng điện tử (tính theo

mol) mà các chất oxy hóa thu nhận được từ chất hữu cơ nhường cho là n.

Mối quan hệ giữa khối lượng m của các chất oxy hóa (g) với số đương lượng

điện tử (n) là:

n = m/đương lượng gam.

Số đương lượng điện tử mà chất khử cần cung cấp là:

223 ONNONNO n

m

n

m

n

mn

=8

)(

67,4

)(

86,2

)( 223 OmNNOmNNOm

= )(35,0)(.6,0)(86,2

1223 OmNNOmNNOm

= )(35,0)(.6,0)(.357,0 223 OmNNOmNNOm

Nếu tính lượng chất hữu cơ theo khối lượng (g) thì sẽ có giá trị là n

đương lượng gam của chất hữu cơ, ví dụ nếu chất hữu cơ tính theo COD thì

đương lượng gam của nó là 8 g O2/đương lượng gam và vì vậy để khử 1 g

NO3—

N cần 80,357 = 2,86 g COD và khử cho 1 g oxy cần 0,35780,35 = 1

g COD.


~ 264 ~

Sự có mặt của oxy trong khối phản ứng sẽ kìm hãm quá trình khử nitrat, để

duy trì được trạng thái huyền phù của khối phản ứng và tạo điều kiện tiếp xúc

giữa sinh khối và các cấu tử tham gia phản ứng thì khối phản ứng cần được

khuấy trộn đều với mức độ tránh để oxy từ không khí thấm vào. Sự có mặt của

oxy ảnh hưởng đến quá trình khử nitrat có ảnh hưởng như sau: 1 mol oxy

(32g) nhận 4 đương lượng điện tử từ chất hữu cơ, tức là 8 g oxy nhận 1 mol

điện tử từ chất hữu cơ. Tương tự như vậy 14 g NO3-N (1 mol nitrat, 62 g

nitrat) tương ứng với 5 đương lượng gam điện tử do chuyển từ nitơ +5 (NO3-)

về 0 (N2), tức là 2,8 g NO3-N (14/5) sẽ nhận 1 mol điện tử. Vì vậy sự có mặt

của oxy sẽ ảnh hưởng (suy giảm) đến quá trình khử nitrat:

23

2

3 /35,0/8

/8,2gONgNO

dlgO

dlNgNO

(9-11)

Giá trị 0,35 trong biểu thức (9-9) chính là giá trị trên. (đl là đương lượng

gam). Biểu thức (9-11) mang ý nghĩa là 1g oxy tiêu thụ một lượng chất hữu cơ

tương đương với 0,35 g NO3--N.

Phần lớn nước sau giai đoạn oxy hóa amoni đều chứa oxy hòa tan nên khi

tính toán chất hữu cơ cho quá trình khử nitrat cần để ý tới yếu tố này.

Khi nồng độ nitrat ra khỏi bể phản ứng sang bể lắng nằm trong khoảng 5 -

10 g NO3--N/m

3 với nhiệt độ cao hơn 20

oC và với thời gian lưu tế bào cao thì

quá trình khử nitrat sẽ tiếp diễn, khí nitơ sinh ra sẽ bám vào bùn, gây ra hiện

tượng bùn nổi trong hệ lắng [6]. Để khắc phục hiện tượng trên, sau quá trình

khử nitrat cần lắp ghép thêm giai đoạn xử lý hiếu khí với thời gian lưu thủy

lực ngắn (không quá 1 giờ) nhằm: đẩy hết khí nitơ đã sinh ra trước đó, oxy hóa

nốt phần chất hữu cơ dư, tăng thêm lượng oxy trong nước để kìm hãm quá

trình khử nitrat xảy ra trong bể lắng cũng như vận hành theo chế độ thời gian

lưu tế bào thấp.

Trong khi tiến hành oxy hóa amoni, nếu một lượng kiềm bị tiêu hao (7,14

g/g NH4 tính theo CaCO3) thì quá trình khử nitrat sản sinh ra một lượng kiềm

3,57 g/g NO3--N. Lượng kiềm sinh ra hoặc mất đi làm thay đổi pH của môi

trường phản ứng và từ đó ảnh hưởng đến tốc độ phản ứng (vùng pH tối ưu).

Lượng kiềm cao trong nước kìm hãm sự thay đổi đột ngột (nhanh) pH của môi

trường do tính chất ―đệm‖ của nó. Nước sau khi xử lý cũng cần chứa một

lượng kiềm nhất định trước khi thải ra môi trường.

Ví dụ sau đây trình bày phương pháp tính toán thiết kế cho hệ xử lý nitrat

theo kỹ thuật huyền phù khuấy trộn đều.


~ 265 ~

Tính toán hệ khử nitrat cho một nguồn thải có các đặc trưng:

- Lưu lượng: 500 m3/ngày.

- Nồng độ nitrat tính theo nitơ: NO3--N = 20 g/m

3.

- Tiêu chuẩn thải đối với nitrat là 3 g/m3 NO3

--N.

- Oxy hòa tan: 2 g/m3.

- Nhiệt độ xử lý: 20oC.

- Các hằng số tốc độ phản ứng được tra từ bảng 9. 4 tại 20oC.

- Y = 0,18 g SKHH/g COD.

- kp = 0,04.

- KS = 9,1 g/m3.

- Um = 10,3.

- Mật độ sinh khối tổng: 2000 mg/l.

- Tỉ lệ mật độ sinh khối hữu hiệu/mật độ sinh khối tổng, SKHH/SK = 0,75.

- Hệ số [biểu thức (9-4)] có giá trị 1,12.

- Sử dụng chất khử là metanol.

Lời giải:

1) Lượng nitrat cần xử lý: 20 – 3 = 17 g NO3--N/m

3.

2) Nồng độ metanol dư sau quá trình khử nitrat được qui định là 5 mg/l

tính theo COD, vì 1 g metanol tương đương với 1,5 g COD nên lượng

metanol dư sẽ là 3,3 g COD/m3.

3) Tính tốc độ tiêu thụ cơ chất riêng [phương trình (9-3)]:

gSKHHgCODU /65,351,9

53,10

4) Tính thời gian lưu tế bào tối thiểu [biểu thức (9-5)]:

1/c, t = 0,18 3,65 – 0,04 = 0,617.

c, t = 1,62 ngày.

Nếu lấy hệ số an toàn bằng 2 thì c thiết kế là 3,24 ngày.

5) Tính nhu cầu chất hữu cơ theo COD.

Nhu cầu COD = 2,817 + 21 = 49,6 g COD/m3.

Nếu tính theo lượng metanol thì có giá trị là 49,6: 1,5 = 33,1 g/m3 vì 1

g metanol tương ứng với 1,5 g COD.

6) Tính thời gian lưu thủy lực [phương trình (9-7)]


~ 266 ~

0153,075,0.2000).24,3.04,01(

)0,56,49.(18,0.24,3

Q

V ngày = 0,368 giờ.

V = Q. = 5000,0153 = 7,65 m3.

7) Tính lượng sinh khối (bùn) cần thải [phương trình (9-6)].

./159,024,3.04,01

18,0' gCODgSKHHY

hoặc 0,159/0,75 = 0,212 g SK/gCOD.

Tổng sinh khối phải thải hàng ngày:

50049.60,212 = 5258 g/ngày.

9. 2. 2. Thiết kế hệ khử nitrat bằng kỹ thuật lọc sinh học.

Khử nitrat riêng rẽ cũng có thể thực hiện theo kỹ thuật màng vi sinh, trên

đối tượng nước thải và nước sinh hoạt.

Xử lý nitrat trong nguồn nước sinh hoạt được đặt ra cho các nước Châu Âu

là do qui định mới về tiêu chuẩn nước ăn uống, từ 90 mg/l xuống 50 mg/l và

do các nguồn nước mặt cũng như nước ngầm cho sinh hoạt bị ô nhiễm khá

nặng bởi tạp chất trên [24]. Nhiều nguồn nước ngầm ở Việt Nam, đặc biệt ở

vùng đồng bằng sông Hồng bị nhiễm amoni, sau quá trình oxy hóa amoni

(hoàn toàn), hàm lượng nitrat vẫn cao hơn tiêu chuẩn cho phép đối với nước

ăn uống cũng cần được xử lý cho đạt tiêu chuẩn qui định [25]. Kỹ thuật khử

nitrat trong nước thải và nước sinh hoạt nhìn chung là giống nhau trừ một số

chi tiết hay gặp như sử dụng chất hữu cơ làm nguồn khử.

Các công nghệ được định hình để khử nitrat phát triển rất nhanh trong

khoảng hai chục năm trở lại đây, ví dụ công nghệ mang các tên: Neusser,

Denipor, Permapor, Nitrazur, Deni - tec, Nebio, Deniplant. Các công nghệ trên

được sử dụng với qui mô sản xuất 25 - 450 m3/giờ, đều sử dụng công nghệ lọc

ngập nước [24].

Khử nitrat đối với nước thải theo phương pháp màng vi sinh có thể thực

hiện theo các dạng kỹ thuật: lọc qua tầng tĩnh, dạng linh động hoặc đĩa quay

sinh học. Trong kỹ thuật dạng linh động nước thải được đưa từ dưới lên với

một vận tốc đủ lớn sao cho vật liệu mang (cát mịn) được duy trì ở trạng thái lơ

lửng. Vật liệu mang kích thước nhỏ có diện tích bề mặt lớn, tạo điều kiện duy

trì mật độ sinh khối cao trong vùng thể tích phản ứng nhỏ. Thiết kế hệ xử lý

theo kỹ thuật tầng linh động thường dựa trên cơ sở số liệu thực nghiệm.


~ 267 ~

Kỹ thuật đĩa quay sinh học được sử dụng giống như trong trường hợp xử lý

hiếu khí với điều kiện khác biệt là toàn bộ đĩa quay được đặt ở vị trí chìm

trong nước. Sau khi xử lý nước cần được tiếp tục lắng để tách loại sinh khối

bong ra từ đĩa quay.

Lọc qua tầng cố định là kỹ thuật thông dụng để khử nitrat. Kỹ thuật lọc qua

tầng cố định được chia làm hai loại: tầng lọc chứa khí và tầng lọc chứa nước

(lọc ngập nước). Tầng lọc chứa khí là một hệ phản ứng kín cách ly với không

khí, khí ở trong tầng chủ yếu chứa nitơ để tạo điều kiện cho vi sinh vật

Denitrifier phát triển. Nước thải được phân phối đều trên vật liệu mang có

chiều từ trên xuống giống như quá trình lọc nhỏ giọt. Do màng vi sinh luôn

bong ra khỏi vật liệu mang, trôi theo nước ra ngoài nên sau phản ứng nước cần

được lắng.

Lọc ngập nước cũng được chia làm hai dạng: tầng lọc có độ xốp cao và độ

xốp thấp. Tầng lọc có độ xốp cao được vận hành theo chiều ngược, chảy từ

dưới lên hoặc chảy ngang. Do luôn phải loại bỏ sinh khối dư nên hệ xử lý cũng

cần tới bể lắng thứ cấp và để chống tắc phải cần tới giai đoạn sục rửa. Tầng lọc

có độ xốp thấp thường hoạt động theo phương thức dòng chảy từ trên xuống,

cũng do vật liệu có kích thước nhỏ nên tầng lọc còn đóng vai trò lọc trong

ngoài chức năng chất mang cho vi sinh vật. Do vật liệu có kích thước nhỏ nên

chúng cũng giữ cả khí nitơ hình thành nên định kỳ cần phải sục rửa để làm

thông thoáng tầng lọc.

Thông dụng và có hiệu quả kinh tế là quá trình khử nitrat theo kỹ thuật

dòng xuôi chiều vừa có tác dụng lọc trong nước và cố định vi sinh với độ xốp

của tầng lọc thấp [5, 26, 27].

Thiết kế hệ lọc ngập nước chảy xuôi dòng, thêm chức năng lọc trong có

một số đặc thù: không cần đến hệ thống thu nước bằng ống ở đáy vì dễ dẫn

đến tắc, nhiễm bẩn. Vật liệu lọc với kích thước hiệu dụng 1,8 - 2,3 mm hoặc

vật liệu hình cầu có kích thước 0,8 - 0,9 mm có thể sử dụng, cần thiết kế hệ

sục rửa (nước, khí) đủ khả năng làm vệ sinh, hệ thống phân phối nước đầu vào

cần đều, ít khuấy trộn để giảm thiểu lượng oxy hòa tan thấm vào từ không khí.

Thông số sử dụng để thiết kế bộ lọc khử nitrat là tải lượng nitrat hoặc thời

gian lưu thủy lực hoặc thời gian tiếp xúc.

Thiết kế theo tải lượng nitrat là phương pháp tương đối đơn giản, trên cơ sở

mức độ chịu tải nitrat trên một đơn vị thể tích của bộ lọc sinh học, phương

pháp được sử dụng khi không có đủ các số liệu động học của quá trình. Tải


~ 268 ~

lượng nitrat thiết kế nằm trong một khoảng rất rộng, từ 240 g đến 3200 g NO3-

- N. m

-3. d

-1 tùy thuộc vào vật liệu mang và nhiệt độ [5].

Phương pháp tiếp xúc dựa trên nguyên tắc là hiệu quả khử nitrat tăng khi

thời gian tiếp xúc dài, hiệu quả xử lý tăng đến một mức độ nhất định, tiệm cận

một giá trị nào đó khi tiếp tục tăng thời gian tiếp xúc. Các thông số thiết kế

thường được rút ra từ các nghiên cứu pilot tương hợp với điều kiện xử lý.

Tính toán cột lọc sinh học cho quá trình khử nitrat theo mô hình động học ít

được sử dụng, tuy vậy nó cũng là một phương pháp dùng để thiết kế khi có đủ

số liệu [6].

9. 3. Thiết kế hệ xử lý kết hợp oxy hóa - khử.

Kết hợp hai quá trình: oxy hóa amoni và khử nitrat trong một hệ được hiểu

là hệ đó có cùng chung sinh khối và chỉ có một hệ lắng duy nhất. Kỹ thuật kết

hợp hai quá trình trên thường là phương án được lựa chọn bởi các lí do: hiệu

quả xử lý cao, vận hành ổn định, dễ kiểm soát quá trình, giá thành vận hành

hợp lý, diện tích xây dựng thấp.

Hệ xử lý kết hợp có thể thực hiện theo nhiều phương thức khác nhau:

Khử nitrat được đặt ở vị trí trước hoặc sau oxy hóa amoni, sử dụng mương

oxy hóa thông qua duy trì mức độ oxy hóa ở các vùng khác nhau trong mương

(xem 8. 3) hoặc sử dụng kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn thông qua duy trì các

pha hiếu khí, thiếu khí theo thời gian.

So sánh tốc độ oxy hóa amoni và khử nitrat cho thấy tốc độ oxy hóa amoni

chậm hơn nhiều so với khử nitrat, đồng nghĩa với thời gian lưu tế bào và thời

gian lưu thủy lực cho giai đoạn oxy hóa dài hơn. Điều kiện để thực hiện oxy

hóa amoni là phải duy trì nồng độ oxy hòa tan ở một mức độ nào đó và để khử

nitrat thì ngoài nhu cầu chất hữu cơ, oxy hòa tan không được có mặt trong

khối phản ứng. Vùng pH tối ưu cho hai quá trình trên cũng khác nhau.

Kết hợp hai quá trình: oxy hóa amoni và khử nitrat có điều kiện sử dụng

nguồn chất hữu cơ từ nước thải và từ quá trình phân hủy nội sinh để khử nitrat

nhằm tiết kiệm giá thành vận hành.

Tốc độ khử nitrat trong hệ xử lý tổ hợp chỉ đạt tối đa ở mức 0,075 - 0,115 g

NO3-- N/g SK tại 20

oC ở ngăn thiếu khí với điều kiện không bị hạn chế về

nguồn cung cấp chất hữu cơ, tức là chỉ bằng khoảng 50% so với hệ khử nitrat

riêng rẽ. Nếu sử dụng chất hữu cơ từ phân hủy nội sinh, tốc độ khử nitrat chỉ


~ 269 ~

đạt 0,017 - 0,048 g NO3--

N/g SK, tức là chỉ 20 - 30% so với tốc độ khử khi hệ

được cung cấp đủ chất hữu cơ. Tốc độ khử nitrat sẽ chậm lại khi thời gian lưu

tế bào cao.

Trong kỹ thuật bùn hoạt tính, trình tự bố trí các ngăn phản ứng hiếu khí và

thiếu khí có thể là: thiếu khí trước hiếu khí, hiếu khí trước thiếu khí hay bố trí

liên tiếp hai cấp thiếu khí - hiếu khí (quá trình Bardenpho bốn giai đoạn, như

mô tả trong hình 9. 4.

Gần đây, kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn được sử dụng rất có hiệu quả và

tương đối đơn giản về mặt bố trí hệ thống nhằm mục đích xử lý hợp chất nitơ

và photpho [28, 29, 30, 31].

a)

b)

c)

Hình 9. 4. Sơ đồ phối hợp hệ xử lý hợp chất nitơ.

a) thiếu khí đặt trước; b) hiếu khí đặt trước.

c) quá trình Bardenpho bốn giai đoạn

Thiếu khí Hiếu khí

Hiếu khí Thiếu khí

Thiếu

khí

Hiếu

khí

Thiếu

khí

Hiếu

khí


~ 270 ~

9. 3. 1. Hệ xử lý khử nitrat đặt trước.

Hệ xử lý hợp chất nitơ có chung hệ bùn với giai đoạn khử nitrat được bố trí

trước giai đoạn oxy hóa được trình bày trong hình 9. 4. a (predenitrification

system). Nét đặc thù của hệ thống là có hai dòng hồi lưu: hồi lưu bùn như

trong hệ bùn hoạt tính thông dụng và hồi lưu hỗn hợp bùn - nước (chưa tách

sinh khối) từ giai đoạn xử lý hiếu khí trộn với dòng đầu vào.

Dòng hồi lưu hỗn hợp bùn - nước nhằm cung cấp nitrat, nitrit cho phản ứng

thiếu khí, thường với lưu lượng lớn (200 – 400%) so với dòng vào. Dòng hồi

lưu bùn từ bể lắng thứ cấp nhằm mục đích duy trì mật độ bùn cho xử lý thiếu

khí và hiếu khí. Nguồn chất hữu cơ để khử nitrat là nguồn từ nước thải chưa

xử lý (dòng vào) và một phần từ phân hủy nội sinh nhằm tiết kiệm giá thành

vận hành. Trong trường hợp hai nguồn chất hữu cơ trên không đủ đáp ứng cho

quá trình khử nitrat thì có thể bổ xung thêm cho bể phản ứng thiếu khí.

Kiểu bố trí hệ thống xử lý như trên còn có tác dụng tiết kiệm oxy cho giai

đoạn xử lý hiếu khí sau đó, vì một lượng hợp chất hữu cơ tại nước đầu vào đã

được tiêu thụ cho phản ứng khử nitrat.

Các thông số sử dụng để thiết kế hệ xử lý hợp chất nitơ (nitrat đặt trước, sau

hoặc theo cặp khử nitrat/oxy hóa) được trình bày trong bảng 9.5.

Bảng 9. 5. Thông số đặc trưng cho hệ khử hợp chất nitơ theo các phương án

khác nhau [5].

Thông số Khử nitrat

trước

Khử nitrat

sau

Tổ hợp cặp

khử/oxy hóa

c cả hệ (ngày) 6-30 6-30 8-40

cả hệ (giờ)

+ Thiếu khí 1 2-5 - 2-5

+ Hiếu khí 1 4-12 4-12 4-12

+ Thiếu khí 2 - 2-5 2-5

+ Hiếu khí 2 - - 0,5-1,0

Sinh khối (mg/l) 1500-4000 1500-4000 2000-5000

Hồi lưu nước – bùn (%) 200-400 - 400-600

Hồi lưu bùn (%) đến 100 đến 100 đến 100


~ 271 ~

Oxy hòa tan (mg/l)

+ Thiếu khí 0 0 0

+ Hiếu khí 1-2 1-2 1-2

Năng lượng khuấy (W.m-3

)

+ Thiếu khí 4-10 4-10 3-13

+ Hiếu khí 20-40 20-40 20-40

+ Tương đương với cấp

khí (l.m-3

.min-1

)

10-30 10-30 10-40

Thể tích bể xử lý thiếu khí phụ thuộc vào hàm lượng nitrat hình thành và

tốc độ khử nitrat, đối với nước thải sinh hoạt thể tích phản ứng của giai đoạn

khử nitrat chiếm 20 - 40% tổng thể tích phản ứng (không bao gồm thể tích

lắng). Khuấy trộn cho khối phản ứng thiếu khí ở mức độ sao cho vi sinh không

bị lắng và oxy thấm từ không khí vào ở mức tối thiểu. Lượng nước - bùn hồi

lưu từ bể hiếu khí rất lớn nên cần bố trí bơm ở vị trí sao cho hạn chế oxy hòa

tan vào bể thiếu khí.

Có thể sử dụng hai phương pháp để tính toán thể tích bể phản ứng của hệ

xử lý hợp chất nitơ. Trong cả hai trường hợp cách tính cho bể hiếu khí là giống

nhau, chỉ khác nhau đối với xử lý thiếu khí, tức là tính toán trên cơ sở nitrat

hoặc chất hữu cơ [xem (9. 3. 1)].

Các phương pháp tính trước đây thường bỏ qua yếu tố thành phần chất rắn

trơ có mặt trong khối phản ứng, yếu tố này ảnh hưởng khá mạnh đến độ lớn

cần thiết của bể phản ứng (cả thiếu khí lẫn hiếu khí). Trong một số tài liệu

thiết kế, hàm lượng chất rắn trơ được giả thiết là 60 mg/l đối với nước thải

sinh hoạt.

Thiết kế hệ xử lý hợp chất nitơ theo phương án bố trí giai đoạn khử nitrat

trước được thực hiện theo trình tự sau đây [5]:

Tính toán giai đoạn oxy hóa.

1) Chọn các thông số nhiệt độ, pH, oxy hòa tan tối thiểu được duy trì khi

vận hành.

2) Tính tốc độ phát triển cực đại của vi sinh Nitrosomonas phụ thuộc vào

các điều kiện pH, oxy hòa tan (DO) và nhiệt độ theo phương trình (9. 12):


~ 272 ~

)2,7(0833,01...47,0 )15(098,0 pHKDO

DOe

DO

T

m

(9-12)

[Xem 8. 1, phương trình (8-5), (8-6), (8-7), (8-8), (8-9)].

KDO được chấp nhận với giá trị là 1,0 mg O2/l.

3) Từ giá trị m tính tốc độ phát triển thực của Nitrosomonas (chú ý tới yếu

tố nồng độ amoni ban đầu và phân hủy nội sinh) và tính thời gian lưu tế bào

tối thiểu [xem (8-10)]:

p

oN

om

tc

kNK

N

.1

,

(9-13)

No là nồng độ amoni hoặc TKN trong nước thải.

4) Tính toán thời gian lưu tế bào thiết kế hàm chứa hai yếu tố: hệ số an toàn

A [biểu thức (7-63)] và yếu tố dao động mức độ ô nhiễm P.

c = c,t . A . P (9-14)

Giá trị của A thường nằm trong khoảng 1,2 đến 2,0 và của P từ 1,1 đến 1,2.

5) Ước tính thời gian lưu tế bào của cả hệ s (của hai giai đoạn hiếu khí và

thiếu khí).

s = c . F (9-15)

F là hệ số đặc trưng do sự đóng góp của giai đoạn xử lý thiếu khí, nó làm

tăng thời gian lưu tế bào của hệ xử lý. Đối với phần lớn hệ xử lý dinh dưỡng, F

có giá trị nằm trong khoảng 1,4 đến 2,0. Hệ số F được tính:

ZF

1

1 (9-16)

Z là phần thể tích (tỷ lệ) của bể thiếu khí trong khối phản ứng tổng thể của

hệ.

6) Từ các hằng số động học đặc trưng cho vi sinh dị dưỡng (bảng 9.6) tính

nồng độ chất hữu cơ S (BOD) khi ra khỏi hệ xử lý hiếu khí:

1).(

.1

,

,

SpSSs

sSpS

kkY

kKS

(9-17)

Các hằng số động học trong biểu thức (9-17) đặc trưng cho loại vi sinh dị

dưỡng, có nhiệm vụ oxy hóa chất hữu cơ [xem phương trình (7-50)]. Do quá

trình xử lý hợp chất hữu cơ xảy ra ở cả hai giai đoạn: hiếu khí và thiếu khí nên


~ 273 ~

thời gian lưu tế bào tương ứng là s (của cả hệ). Chỉ số s của các hằng số để

chỉ quá trình dị dưỡng.

7) Từ các số liệu hằng số động học đặc trưng cho vi sinh tự dưỡng (bảng 9.

6) tính được nồng độ amoni dư sau xử lý hiếu khí:

1).(

).1(

,

,

NpNNc

cNpN

kkY

kKN

(9-18)

Biểu thức (9-18) tương tự (9-17) đặc trưng cho quá trình oxy hóa amoni bởi

các loại vi sinh tự dưỡng, ký hiệu tương ứng với chỉ số N. Do quá trình oxy

hóa amoni chỉ xảy ra trong bể hiếu khí nên giá trị thời gian lưu tế bào là c.

8) Xác định lượng hợp chất nitơ cần được oxy hóa NO:

NO = TKN – N – Nsk (9-19)

TKN là hợp chất nitơ xác định theo phương pháp Kjehdahl (amoni và nitơ

trong hợp chất hữu cơ) của dòng vào. N là nồng độ nitơ trong amoni sau xử lý;

Nsk là lượng nitơ được sinh khối hấp thu để tạo thành tế bào.

Lượng nitơ do vi sinh hấp thu chỉ tính cho loại vi sinh dị dưỡng, bỏ qua loại

tự dưỡng vì tỷ lệ của chúng trong tổng sinh khối thấp.

Ne

ssp

NoSSK FX

k

FSSYN .

.1

).(

,

(9-20)

Xe là nồng độ sinh khối hữu hiệu sau lắng.

FN là tỉ lệ hàm lượng nitơ trong sinh khối hữu hiệu (5 - 12%).

9) Tính thể tích bể xử lý hiếu khí nhằm đáp ứng quá trình oxy hóa amoni tại

điều kiện pH, oxy hòa tan và nhiệt độ được lựa chọn (bỏ qua tổng hợp tế bào

của vi sinh tự dưỡng).

L

csp

osc

H Xk

SSY

X

QV

.1

)(.

.

,

(9-21)

VH: thể tích bể hiếu khí, Q là lưu lượng (công suất) cần xử lý; X là mật độ

vi sinh tổng; XL là nồng độ chất rắn trơ; So, S là nồng độ chất hữu cơ trước và

sau khi xử lý.

Tính toán giai đoạn khử nitrat.

1) Tính toán nồng độ nitrat sau khi xử lý và tốc độ quay vòng hỗn hợp bùn -

nước và bùn về bể xử lý thiếu khí.


~ 274 ~

NO3-- N =

)(

.

21 QQQ

QNO

(9-22)

NO3-- N là nồng độ nitrat tại đầu ra; Q1, Q2 là tốc độ quay vòng của bùn và

hỗn hợp bùn - nước về bể thiếu khí. Để giảm nồng độ nitrat tại đầu ra cần tăng

cường tốc độ Q1 và Q2, đặc biệt thích hợp là Q2.

2) Tính toán hàm lượng nitrat cần loại bỏ trong giai đoạn xử lý thiếu khí.

Bước tính toán gồm ba giai đoạn:

- Tính lượng oxy hòa tan (DO) tương đương với nitrat từ dòng quay vòng hỗn

hợp bùn – nước.

(NO3-- N)tđ = 0,35. DO. Q2 (9-23)

DO là nồng độ oxy hòa tan trong bể hiếu khí. Q2 là tốc độ quay vòng hỗn

hợp bùn – nước [xem phương trình (9-9) và (9-11)].

- Tính lượng nitrat cần khử M (NO3-- N) trong bể thiếu khí:

M (NO3-- N) = (Q1 + Q2). [(NO3

-- N)] (9-24)

- Tính khối lượng nitrat cần tách loại tại bể thiếu khí: lượng nitrat quay vòng

từ hai dòng hồi lưu và lượng oxy tương đương nitrat từ dòng hỗn hợp bùn

nước.

TM (NO3-- N) = M (NO3

-- N) + (NO3

-- N)tđ (9-25)

M (NO3-- N) là tổng lượng nitrat cần xử lý.

3) Tính thể tích bể thiếu khí VT đáp ứng khử nitrat và oxy hòa tan

20

20

3

06,1..29,0

06,1...03,0)(

T

T

oT

X

QSNNOTMV (9-26)

4) Lượng bùn thải được tính trên cơ sở vi sinh dị dưỡng:

P(x) = QXk

SSYL

ssp

os ..1

)(

,

(9-27)

5) Tính toán thời gian lưu tế bào s,t để so sánh với thời gian lưu tế bào giả

thiết s [phương trình (9-15)]. Nếu s,t khác xa so với s (quá 5 – 10%) thì cần

phải tính toán lại.

s,t =

)(xP

VVX TH (9-28)


~ 275 ~

Tính toán nhu cầu oxy.

Lượng oxy cần thiết đáp ứng oxy hóa amoni và chất hữu cơ (BOD) trong bể

hiếu khí được tính:

O2 = CBOD + NOD – DOC (9-29)

CBOD = Q.[(1-1,42. Ys). (So – S)] + 1,42 kp,s.X. VH (9-30)

NOD = 4,57. NO. Q (9-31)

DOC = Q. [2,86. (NO - NO3-Ne)] (9-32)

CBOD là nhu cầu oxy để oxy hóa BOD (xem 7. 2. 1).

NOD là nhu cầu oxy hóa amoni, NO3--Ne là nồng độ nitrat sau xử lý (xem

8. 1).

DOC là lượng oxy tiết kiệm được do phần chất hữu cơ sử dụng để khử

nitrat. Thành phần này có thể bỏ qua khi tính toán thiết kế [biểu thức (9.11)].

Nhu cầu về lượng kiềm.

Trong khi xử lý, một lượng kiềm bị tiêu hao cho phản ứng oxy hóa amoni,

một phần kiềm sinh ra (trả lại) từ phản ứng khử nitrat. Để duy trì cho quá trình

xử lý xảy ra thuận lợi, pH không bị giảm quá mạnh cần phải duy trì một lượng

kiềm dư trong nước sau xử lý, thông dụng là 50 – 100 mg CaCO3/l. Độ kiềm

dư được tính theo:

Kd = Ko – 7,14. NO + 3,57 [NO – NO3-N] (9-33)

Kd, Ko là độ kiềm dư và ban đầu của nước thải.

Bảng 9. 6. Thông số động học của hệ vi sinh tự dưỡng và dị dưỡng.

Hằng số động học vi sinh dị dưỡng tại 20oC

Ys = 0,6 gSKHH/gBOD kp,s = 0,06 d-1

ks = 5 d-1

KS = 60 mg/l BOD

Hằng số động học vi sinh tự dưỡng tại 20oC

YN = 0,15 g SKHH/g NH4+-N kp, N = 0,05 d

-1

kN = 3,0 d-1

KN = 100,051T - 1,148

= 0,74 mg/l

Hằng số động học vi sinh dị dưỡng tại 15oC

Ys = 0,6 gSKHH/gBOD kp,s = 0,05 d-1


~ 276 ~

ks = 3,2 d-1

KS = 39 mg/l BOD

Hằng số động học vi sinh tự dưỡng tại 15oC

YN = 0,15 g SKHH/g NH4+-N kp, N = 0,04 d

-1

kN = 1,95 d-1

KN = 100,051T - 1,148

= 0,41 mg/l

Ví dụ tính toán thiết kế hệ xử lý nước thải chứa hợp chất nitơ với kỹ thuật

khử nitrat đặt trước. Các thông số dùng cho thiết kế được trình bày trong bảng

9. 6.

Thông số dùng để thiết kế hệ xử lý hợp chất nitơ.

Dòng vào Hỗn hợp bùn – nước

Q = 2000 m3.d

-1 DO = 2 mg/l

pH = 7,5 Mật độ bùn tổng (SK) = 2000 mg/l

T = 25oC Mật độ bùn hữu hiệu (SKHH)

Kiềm = 250 mg CaCO3/l =0,75 bùn tổng = 1500 mg/l

BOD = 300 mg/l KDO = 1 mg O2/l

Chất rắn trơ = 60 mg/l

Nồng độ amoni = 50 mg/l

Lời giải.

Hằng số động học vi sinh dị dưỡng tại 20oC (Bảng 9. 6).

Ys = 0,6 g SKHH/g BOD

ks = 5 d-1

; ks(T) = ks(20oC). 1,09

T-20

kp,s = 0,06 d-1

; kp,s = kp,s(20oC). 1,04

T-20

Ks = 60 mg/l; Ks(T) = Ks(20oC). 1,09

T-20

Hằng số động học vi sinh tự dưỡng tại 20oC (Bảng 9. 6).

YN = 0,15 g SKHH/g NH4+-N.

kN = 3 d-1

kp,N = 0,05 d-1

KN = 0,74 mg/l; KN(T) = 100,051.T – 1,148

- Tính tốc độ phát triển cực đại của vi sinh Nitrosomonas:


~ 277 ~

110.098,0

)15.(098,0

04,1)5,72,7.(833,01.12

2..47,0

)2,7.(833,01..47,0

de

pHKDO

DOe

DO

T

m

- Tính hằng số động học tại 25oC:

Vi sinh tự dưỡng

kp,N(25oC) = kp,N(20

oC). 1,04

5 = 0,05. 1,217 = 0,06 d

-1

KN(25oC) = 10

0,051.25 – 1,148 =1,34 mg/l

kN(25oC) = kN(20

oC). 1,09

5 = 3. 1,54 = 4,62 d

-1

Vi sinh dị dưỡng

kp,s(25oC) = kp,s(20

oC). 1,04

5 = 0,06. 1,22 = 0,07 d

-1

Ks(25oC) = Ks(20

oC). 1,09

5 = 60. 1,54 = 92,4 mg/l

ks(25oC) = ks(20

oC). 1,09

5 = 5. 1,54 = 7,7 d

-1

- Tính thời gian lưu tối thiểu cho quá trình oxy hóa (hiếu khí):

1

,

,

95,006,034,150

50.04,1.1

dkNK

NNp

oN

om

tc

c,t = 1,05 d.

- Xác định thời gian lưu tế bào thiết kế với hệ số an toàn là 2 và hệ số dao

động là 1,5:

c = c,t. 20. 1,5 = 1,05. 3 = 3,15 d.

- Tính thời gian lưu tế bào của cả hệ (hiếu khí + thiếu khí).

Giả thiết là thể tích bể thiếu khí chiếm 15% của thể tích phản ứng:

12,115,01

1

F

s = F. c = 1,12. 3,15 = 3,53 d.

- Tính nồng độ BOD tan sau khi xử lý:

6,7107,07,7.6,053,3

53,3.07,014,92

1).(

.1

,

,

spsss

ssps

kkY

kKS

mg/l

- Tính nồng độ amoni sau xử lý với giả thiết là toàn bộ TKN của đầu vào đều

có khả năng được oxy hóa thành nitrat:

6,1106,062,4.15,015,3

15,3.06,0134,1

1.

.1

,

,

NpNNc

cNpN

kkY

kKN

mg/l


~ 278 ~

- Tính nồng độ amoni do vi sinh (dị dưỡng) tiêu thụ để tổng hợp tế bào, giả

thiết là hàm lượng nitơ trong tế bào chiếm 12%:

50.12,0.75,0

53,3.07,01

12,0.6,7300.6,0.

.1

).(

,

Ne

ssp

Nossk FX

k

FSSYN

= 21,3 mg/l.

Xe là mật độ vi sinh sau khi lắng (50 mg/l). Nồng độ vi sinh hữu hiệu chiếm

75% của tổng.

- Xác định nồng độ amoni cần oxy hóa thành nitrat:

NO = 50 – 21,3 –1,6 = 27,1 mg/l.

- Tính toán thể tích bể xử lý hiếu khí đáp ứng oxy hoá amoni:

60

15,3.07,01

)6,7300(8,0

2000

15,3.1000

.1

)(.

,

L

csp

osc

H Xk

SSY

X

QV

= 395 m

3

Ys = 0,6 : 0,75 = 0,8 do giá trị 0,6 tính theo sinh khối hữu hiệu.

- Tính nồng độ nitrat quay về bể thiếu khí từ các dòng hồi lưu: hỗn hợp bùn –

nước (3Q) và bùn (Q) [biểu thức (9-22)]:

4,55

1,27

5

.3

Q

QNONNO mg/l.

- Tính lượng oxy tương đương với nitrat từ dòng quay vòng hỗn hợp bùn nước

với giả thiết là nồng độ oxy hòa tan là 2 mg/l, nồng độ oxy từ vòng quay bùn

bỏ qua:

(NO3-N)tđ = DO. 0,35. O2 = 2. 0,35. 3000 = 2100 g. d-1

.

- Tính lượng nitrat từ dòng hồi lưu bùn – nước và bùn về bể xử lý thiếu khí:

M(NO3-N) = (Q1 + Q2). [NO3-N] = 4000. 5,4 = 21600 g. d-1

.

Nồng độ nitrat sau xử lý chính bằng nồng độ nitrat quay vòng về bể hiếu

khí (5,4 mg/l).

Lượng nitrat cần xử lý chính là tổng của lượng nitrat và oxy tương đương

nitrat:

TM(NO3-N) = 21600 + 2100 = 23700 g. d-1

.

- Tính thể tích bể xử lý thiếu khí:

3

5

5

20

20

3

15006,1.2000.029,0

1000.06,1.300.03,023700

06,1..029,0

06,1...03,0)(

m

X

QSNNOTMV

T

T

oT


~ 279 ~

- Tính lượng bùn sinh ra cần thải:

1000.6053,3.07,01

6,73008,0.

.1 ,

QX

k

SSYxP L

ssp

os

= 247,5 kg. d-1

- Kiểm tra lại thời gian lưu tế bào của cả hệ, s,t từ lượng bùn thải hàng

ngày:

d

xP

VVX THts 4,4

247500

)150395(2000

)(,

Nhận xét: giá trị s,t tính được từ tuổi bùn (4,4 ngày) cao hơn giá trị giả

thiết (3,53 ngày) tới trên 20%. Các bước tính toán cần được lặp lại với các

thông số c, s, mật độ bùn và các thông số vận hành khác sao cho mức độ lệch

không quá 10%.

- Tính nhu cầu oxy cho quá trình hiếu khí:

O2 = CBOD + NOD – DOC.

CBOD = Q. [(1-1,42. Ys). (So-S)] = 1,42 kp,s. X. VH

= 1000. [(1-1,42. 0,6). (300 – 7,6)] + 1,42. 0,07. 2000. 395. 0,75 = 102, 2

kg O2. d-1

NOD = 4,57. 1000. 27,1 = 123,8 kg O2. d-1

DOC = Q. [2,86.(NO- NO3-N)] = 1000. [2,86. (27,1 – 5,4)]

= 62,1 kg. d-1

O2 = 102,2 + 123,8 – 62,1 = 163,9 kg O2. d-1

Nếu bỏ qua DOC thì nhu cầu oxy là 226 kg O2. d-1

- Tính độ kiềm dư của nước thải sau xử lý:

Kd = Ko – 7,14. NO + 3,57. [NO – (NO3-N)]

= 250 – 7,14. 27,1 + 3,57. (27,1 – 5,4) = 134 mg CaCO3/l.

Độ kiềm dư đủ cho phản ứng ôxy hóa (tính đệm).

Một số hệ thống xử lý nước thải đang hoạt động có thể sửa chữa nhằm mục

tiêu loại bỏ thêm hợp chất nitơ bằng cách xây dựng thêm hệ khử nitrat đặt

trước hệ oxy hóa đã có sẵn. Hệ xử lý hoạt động theo dạng dòng lý tưởng có thể

cải tạo đơn giản hơn bằng cách đưa một đoạn (15 - 20% thể tích) của bể phản

ứng ở phía đầu vào sang chế độ thiếu khí (khuấy) và tăng cường dòng hồi lưu


~ 280 ~

nước - bùn từ cuối bể hiếu khí về đầu bể. Hiệu suất khử nitrat phụ thuộc vào

lượng nước - bùn quay vòng.

9. 3. 2. Hệ xử lý nitrat đặt sau.

Hệ xử lý hợp chất nitơ vận hành theo phương án oxy hóa trước và khử

nitrat sau với cùng hệ bùn có một số đặc trưng:

- Oxy hóa chất hữu cơ và amoni đã được thực hiện trong giai đoạn xử lý hiếu

khí. Nguồn chất hữu cơ và độ kiềm của nước ở mức thấp nhất khi ra khỏi

vùng hiếu khí.

- Nguồn chất hữu cơ đề khử nitrat từ phân hủy nội sinh, đưa từ ngoài vào

(metanol, axetat...) hoặc từ nguồn nước thải. Liều lượng chất hữu cơ sử dụng

phụ thuộc vào nhiệt độ, nồng độ nitrat cần khử, lượng oxy hòa tan. Lượng

metanol sử dụng khoảng 3 kg/kg nitrat.

- Vận hành hệ xử lý chỉ với một dòng hồi lưu từ bể lắng thứ cấp.

- Tốc độ khử nitrat chậm hơn so với kỹ thuật khử nitrat đặt trước kéo theo thể

tích bể phản ứng lớn hơn trường hợp kia.

- Giá thành vận hành và bảo dưỡng cao liên quan đến nguồn cung cấp chất hữu

cơ từ ngoài vào.

Tính toán thiết kế hệ xử lý hợp chất nitơ theo kỹ thuật khử nitrat sau được

thực hiện theo các bước sau:

Thông số thời gian lưu tế bào được sử dụng làm điểm xuất phát để thiết kế.

Tính toán giai đoạn oxy hóa.

Phương pháp tính toán các thông số cho giai đoạn xử lý hiếu khí đã được

trình bày trong phần 9. 3. 1.

Tính toán giai đoạn khử nitrat.

1) Xác định khối lượng oxy tương đương nitrat cần khử trong bể thiếu khí:

(NO3-- N)tđ = 0,35. DO. (Q + Q1) (9-34)

DO: Nồng độ oxy hòa tan trong khối phản ứng hiếu khí.

Q, Q1: Lưu lượng dòng vào và dòng bùn hồi lưu.

2) Tính khối lượng nitrat cần khử trong bể thiếu khí, là lượng nitrat hình

thành từ oxy hóa amoni (NO) trừ đi lượng nitrat của nước đầu ra sau xử lý:

M(NO3-- N) = Q. [NO - (NO3

-- N)e] (9-35)


~ 281 ~

3) Khối lượng nitrat và oxy tương đương cần phải khử trong bể thiếu khí:

TM(NO3-- N) = M(NO3

-- N) + (NO3

-- N)tđ (9-36)

4) Tốc độ khử nitrat riêng trong điều kiện thiếu khí vk được tính:

vk = 0,12. s-0,706

. 1,02T-20

(9-37)

vk có đơn vị là d-1

. T là nhiệt độ (oC).

5) Thể tích bể thiếu khí được tính:

k

TvX

NNOTMV

.

)( 3

(9-38)

6) Tính lượng bùn thải:

QXk

SSYxP L

Ssp

o ..1

).()(

,

(9-39)

Lượng bùn thải chỉ tính cho vi sinh dị dưỡng và chất rắn trơ (XL) bỏ qua

sinh khối Nitrifier.

7) Thời gian lưu tế bào cho cả hệ (hiếu khí + thiếu khí) được tính:

)(

,xP

VVX THts

(9-40)

Nhu cầu oxy.

Lượng oxy cần cho xử lý hiếu khí được tính giống như cho trường hợp

trong mục 9. 4. 1 [phương trình (9-29), (9-30), (9-31)] tuy nhiên không xuất

hiện đại lượng DOC do thành phần chất hữu cơ của đầu vào bị oxy hóa hoàn

toàn do oxy chứ không phải do nitrat.

Nhu cầu độ kiềm.

Độ kiềm cần thiết cho hệ được tính từ biểu thức (9-31), tuy vậy độ kiềm

sinh ra do quá trình khử nitrat không được sử dụng, nồng độ kiềm dư chính là

nồng độ kiềm sau xử lý thiếu khí. Nếu giai đoạn xử lý hiếu khí đã đảm bảo

được độ kiềm cho phản ứng xảy ra thì không cần bổ xung thêm, vì vậy cần

kiềm tra độ kiềm sau bể hiếu khí.

Ví dụ: tính toán thiết kế hệ xử lý hợp chất nitơ theo sơ đồ công nghệ khử

nitrat đặt sau.


~ 282 ~

Bài toán và các thông số động học được trình bày trong 9. 3. 1 và bảng 9.

6. Các bước tính toán cho giai đoạn hiếu khí không được nhắc lại mà chỉ sử

dụng kết quả để tính tiếp cho các bước sau.

- Sử dụng thời gian lưu tế bào thiết kế (hiếu khí) c = 3,15 d. Giả thiết là thể

tích bể thiếu khí chiếm 20% tổng thể tích khối phản ứng. Sử dụng phương

trình (9-16) để tính F.

25,12,01

1

F

- Thời gian lưu tế bào của cả hệ:

s = c. F = 3,15. 1,25 = 3,94 d.

- Tính nồng độ chất hữu cơ (BOD) sau xử lý:

0,7107,07,7.6,0.94,3

94,3.07,01.4,92

1..

.1.

,

,

spsss

ssps

kkY

kKS

mg/l

- Tính nồng độ amoni sau xử lý [phương trình (9- 20)]: Do quá trình xử lý

hiếu khí không thay đổi (c = 3,15) nên nồng độ amoni sau xử lý giống với

trường hợp trước đây và có giá trị là 1,6 mg/l.

- Tính lượng amoni giảm trong nước thải do quá trình tổng hợp tế bào. Sử

dụng phương trình (9. 20):

lmg

FXk

FSSYN Ne

ssp

Nos

sk

/0,2112,0.75,0.5094,3.07,01

12,00,7300.6,0

..1

..

,

- Nồng độ amoni cần được oxy hóa:

NO = No – N – Nsk = 50 – 21,0 – 1,6 = 27,4 mg/l.

- Tính thể tích bể hiếu khí [phương trình (9-21)]:

60

15,3.07,01

0,7300.8,0.

2000

15,3.1000

.1

..

,

L

csp

osc

H Xk

SSY

X

QV

= 397 m

3

- Tính lượng oxy tương đương với nitrat cần khử trong bể thiếu khí [phương

trình (9-34)]. Nồng độ oxy hòa tan chính là nồng độ oxy trong bể hiếu khí

với lưu lượng bằng tổng của dòng vào và dòng hồi lưu. Giả thiết dòng hồi

lưu bùn bằng dòng vào, lưu lượng cần phải khử nitrat là 2Q. Nồng độ oxy

giả thiết là 2 mg/l.

(NO3-N)tđ = 0,35. 2. 2000 = 1400 g. d-1


~ 283 ~

- Tính nồng độ nitrat sau xử lý:

(NO3-N)e = 7,131001000

4,27.1000.

1

QQ

NOQmg/l.

Muốn giảm nồng độ nitrat tại đầu ra cần tăng cường lưu lượng của dòng

hồi lưu bùn (Q1).

lượng nitrat ở dòng đầu ra:

M(NO3--N) = Q. [NO - (NO3-N)e] =1000.(27,4-13,7) = 13700 g. d

-1

- Tổng lượng nitrat cần xử lý (nitrat + oxy):

TM(NO3--N) = 1400 + 13700 = 15100 g. d

-1.

- Tính tốc độ khử nitrat riêng tại 25oC:

vk = 0,12. s-0,706

.1,02T-20

= 0,12. 3,94-0,706

. 1,025 = 0,05 d

-1.

- Tính thể tích bể xử lý thiếu khí:

15105,0.2000

15100

.

)(NO-

3

k

TvX

NTMV m

3.

- Tổng thể tích bể phản ứng:

151 m3 + 397 m

3 = 548 m

3.

- Tính lượng bùn thải [phương trình (9-27)]:

P(x) =

1000.6094,3.07,01

0,7300.8,0.

.1

)(

,

QX

k

SSYL

ssp

os

= 243727 g. d-1

.

- Tính thời gian lưu tế bào từ lượng bùn thải s, t:

5,4

243727

151397.2000.,

xP

VVX THts d.

So với giá trị giả thiết (3,94), s t cao hơn khoảng 12%, vì vậy cần tính toán

lại bằng cách lựa chọn các thông số vận hành thích hợp.

- Tính nhu cầu oxy.

O2 = CBOD + NOD

CBOD = Q. [(1-1,42.Y). (So-S)] + 1,42 kp,s. X. VH

= 1000(1-1,42. 0,6). (300-7,0) + 1,42. 0,07. 2000. 0,75. 397

= 102556 g. d-1

.

NOD = Q. 4,57. NO = 1000. 4,57. 27,4 = 125218 g. d-1

.


~ 284 ~

O2 = 227774 g. d-1

.

- Kiểm tra độ kiềm dư.

Kd = Ko – 7,14. NO + 3,57 [NO - (NO3--N)e]

= 250 – 7,14. 27,4 + 3,57. [27,4–13,7] = 250 – 196 + 50 = 104 mg/l.

Theo cách tính toán trên thì độ kiềm trong bể hiếu khí có giá trị 250 – 196

= 54 mg/l. Thật ra nó còn được bổ xung thêm từ dòng quay vòng bùn, ví dụ

dòng quay vòng là 100 % thì nồng độ kiềm thật sự trong bể hiếu khí sẽ là:

0,5. 54 + 0,5. 104 = 79 mg CaCO3/l.

9. 3. 3. Hệ tổ hợp Bardenpho.

Hệ xử lý tổ hợp lắp ghép hai cặp nối tiếp của kỹ thuật khử nitrat đặt trước

(hình 9. 4. c) có tên gọi là quá trình Bardenpho 4 giai đoạn. Tại bể thiếu khí

đầu tiên hiệu quả khử nitrat đạt 60 - 75%. Bể hiếu khí thứ nhất đặt tiếp sau bể

thiếu khí đầu được thiết kế sao cho đáp ứng hoàn toàn quá trình oxy hóa chất

hữu cơ và amoni. Bể thiếu khí thứ hai có nhiệm vụ tăng cường hiệu quả khử

nitrat để đạt tới tiêu chuẩn thải đặt ra. Bể hiếu khí thứ hai với thời gian lưu

ngắn (30 - 60 phút) nhằm ngăn ngừa quá trình khử nitrat trong bể lắng thứ cấp

và đuổi khí nitơ bám vào sinh khối cũng như chuyển hóa nốt lượng chất hữu

cơ, amoni dư từ các giai đoạn trước. Hỗn hợp bùn - nước từ bể hiếu khí đầu

được quay vòng về bể thiếu khí đầu. Để khử nitrat ở bể thiếu khí sau có thể sử

dụng chất hữu cơ đưa từ ngoài vào (metanol, axetat) hoặc từ chính nguồn nước

thải.

Thông thường tổng thể tích bể xử lý thiếu khí chiếm 30 - 50% thể tích khối

phản ứng. Lưu lượng quay vòng hỗn hợp bùn - nước từ bể hiếu khí đầu về bể

thiếu khí thứ nhất là từ 4 đến 6 lần lưu lượng xử lý.

Phương pháp tính toán thiết kế hệ tổ hợp Bardenpho 4 giai đoạn cũng

tương tự với các hệ xửlý khử nitrat đặt trước hoặc sau.

Các bước tính toán được thực hiện theo trình tự sau [5]:

Xử lý hiếu khí cho giai đoạn đầu.

1) Tính thời gian lưu tế bàothiết kế c

2) Tính thời gian lưu tế bào cho cả hệ s.

s = c. F (9-41)


~ 285 ~

Hệ số F đặc trưng cho sự đóng góp của các khối phản ứng khác vào thời

gian lưu tế bào của hệ. Gọi Z1, Z2, Z3 là tỷ lệ thể tích của bể thiếu khí 1, 2 và

bể hiếu khí 2 so với toàn bộ thể tích khối phản ứng thì giá trị F được tính:

321 1.1.1

1

ZZZF

(9-42)

F có giá trị nằm trong khoảng 1,4 đến 2,0.

3) Tính nồng độ chất hữu cơ sau xử lý từ các số liệu động học của vi sinh dị

dưỡng:

1..

.1

,

,

spss

ssps

kkY

kKS

(9-43)

4) Tính nồng độ amoni sau xử lý từ các số liệu động học đặc trưng của vi

sinh tự dưỡng:

1..

.1.

,

,

NpNNc

cNpN

kkY

kKN

(9-44)

5) Xác định nồng độ amoni cần được oxy hóa:

NO = TKN – N - Nsk (9-45)

Lượng nitơ do sinh khối hấp thu chỉ được tính cho loại vi sinh dị dưỡng:

Ne

ssp

Nossk FX

k

FSSYN .

.1

..

,

(9-46)

6) Tính thể tích bể hiếu khí thứ nhất nhằm đáp ứng oxy hóa amoni:

L

csp

osc

H Xk

SSY

X

QV

.1

..

,

1, (9-47)

Xử lý thiếu khí.

1) Tính nồng độ nitrat trong dòng hồi lưu hỗn hợp bùn - nước về bể thiếu

khí đầu tiên:

NO3--N =

21

.

QQQ

NOQ

(9-48)

Q1, Q2 là tốc độ hồi lưu bùn và hỗn hợp bùn - nước.


~ 286 ~

2) Tính lượng oxy tương đương với nitrat về bể thiếu khí đầu từ dòng hồi

lưu hỗn hợp bùn - nước:

(NO3--N)tđ, 1 = 0,35. DO. Q2 (9-49)

3) Tính lượng nitrat cần khử M1(NO3--N) trong bể thiếu khí đầu:

M1 (NO3--N) = Q1 (NO3

--N)e, 1 + Q2. NO3

--N (9-50)

(NO3--N)e, 1 là nồng độ nitrat sau xử lý (tại bể lắng thứ cấp).

4) Tính tổng lượng nitrat (nitrat + oxy) cần xử lý tại bể thiếu khí thứ nhất:

TM1(NO3--N) = M1(NO3

--N) + (NO3

--N)tđ (9-51)

TM1 là khối lượng nitrat cần khử ở bể thiếu khí 1.

5) Tính thể tích bể thiếu khí thứ nhất gồm các bước sau:

- Tính tốc độ khử nitrat riêng trong bể thiếu khí 1 phụ thuộc vào thể tích bể

thiếu khí VT,1:

XV

NNOTMCv

T

o

k.

.)20(

1,

311,

(9-52)

- Hiệu chỉnh vk,1 theo nhiệt độ:

vk,1(T) = [0,03.(F:M)+0,029]. 1,06T-20

(9-53)

F:M là tỉ lệ giữa thức ăn và vi sinh (food/microorganisms ratio).

1,.

./

T

o

VX

SQMF (9-54)

Thể tích bể thiếu khí 1 được tính từ hai phương trình (9-53) và (9-54):

20

20

31

1,06,1.29,0

06,1...03,0.

T

T

oT

X

SQNNOTMV (9-55)

6) Tính khối lượng nitrat cần khử trong bể thiếu khí 2:

M2 (NO3--N) = Q. [NO – (NO3

--N)e] – M1(NO3

--N) (9-56)

- Lượng oxy tương đương nitrat trong bể thiếu khí 2 được tính:

(NO3--N)tđ,2 = (Q + Q1). DO. 0,35 (9-57)

- Tổng lượng nitrat cần khử trong bể thiếu khí 2:

TM2 (NO3--N) = M2 (NO3

--N) + (NO3

--N)tđ, 2 (9-58)


~ 287 ~

7) Tốc độ khử nitrat riêng tại bể thiếu khí 2 được tính:

vk, 2 = 0,12. s-0,706

. 1,02T-20

(9-59)

(đơn vị của vk, 1, vk, 2 là d-1

).

8) Thể tích của bể thiếu khí 2 được tính:

2,

322,

.

.

k

TvX

NNOTMV

(9-60)

Xử lý hiếu khí giai đoạn 2

Thể tích bể hiếu khí thứ hai phụ thuộc vào thời gian lưu thủy lực. Bể

thường được thiết kế với thời gian lưu thủy lực từ 30 đến 60 phút.

VH, 2 = . Q (9-61)

là thời gian lưu thủy lực.

Kiểm tra số liệu thiết kế.

Trên cơ sở tổng thể tích của khối phản ứng và thời gian lưu tế bào của cả hệ

để so sánh với thời gian lưu giả thiết khi thiết kế. Nếu hai giá trị sát nhau (lệch

ít hơn 10%) thì bước tính toán được chấp nhận khi độ sai lệch lớn thì cần giả

thiết lại và tính lại.

1) Tổng thể tích khối phản ứng:

V = VH, 1 + VH, 2 + VT, 1 + VT, 2 (9-59)

2) Tính lượng bùn thải:

P(x) = QXk

SSYL

ssp

os ..1

)(

,

(9-60)

s,t = )(

.

xP

VX (9-61)

So sánh giá trị s và s, t!

Tính nhu cầu oxy và độ kiềm theo cách đã trình bày ở các phần trước!

Ví dụ: Tính toán các thông số thiết kế cho hệ xử lý nước thải với các thông

số đầu vào đã được trình bày trong 9. 3. 1, các thông số động học trong bảng

9. 6 theo sơ đồ tổ hợp cặp thiếu khí – hiếu khí nối tiếp nhau.

Lời giải.


~ 288 ~

- Giả thiết thể tích bể thiếu khí 1, thiếu khí 2 và hiếu khí 2 chiếm 15%, 20% và

5% của thể tích khối phản ứng.

- Từ các thông số động học của vi sinh vật tự dưỡng, thời gian lưu tế bào thiết

kế cho bể hiếu khí đầu tiên c có giá trị 3,15 d.

- Tính giá trị F từ phương trình (9-42):

55,1

05,01.20,01.15,01

1

F

- Tính giá trị thời gian lưu tế bào cho cả hệ s:

s = c. F = 3,15. 1,55 = 4,88 d.

- Tính nồng độ chất hữu cơ sau xử lý:

6,1106,062,4.15,0.15,3

15,3.06,01.34,1

1..

.1.

,

,

Npsss

ssps

kkY

kKS

mg/l

- Tính nồng độ amoni giảm do quá trình tổng hợp tế bào:

12,0.75,0.50

88,4.07,01

12,0.8,5300.6,0.

.1

..

,

Ne

ssp

Nossk FX

k

FSSYN

=20,3 mg/l.

- Nồng độ amoni cần được oxy hóa:

NO = No – N – Nsk = 50 – 20,3 – 1,6 = 28,1 mg/l.

- Tính thể tích bể hiếu khí đầu tiên đáp ứng quá trình oxy hóa amoni:

60

15,3.07,01

8,5300.8,0.

2000

15,3.1000

.1

..

.

,

1, L

csp

osc

H Xk

SSY

X

QV

=398 m3.

- Tính nồng độ nitrat quay về bể thiếu khí đầu tiên từ dòng hồi lưu hỗn hợp

bùn – nước và bùn với giả thiết Q1= Q, Q2 = 4Q [phương trình 9 – 48)]:

NO3--N = lmg

Q

QNO/7,4

6

1,28

6

. .

- Tính lượng oxy tương đương với nitrat quay về bể thiếu khí đầu tiên với giả

thiết nồng độ oxy từ dòng hồi lưu bùn không đáng kể, nồng độ oxy tan trong

dòng hỗn hợp bùn nước (hiếu khí 1) là 2 mg/l.

(NO3--N)tđ, 1 = Q2. DO. 0,35 = 4. 1000. 2. 0,35 = 2800 g. d

-1.


~ 289 ~

- Tính lượng nitrat cần khử trong bể thiếu khí đầu với giả thiết là nồng độ

nitrat sau khi ra khỏi hệ xử lý (tại bể lắng thứ cấp) là 2 mg/l [phương trình

(9-50)]:

M1(NO3--N)= Q1(NO3

--N)e + Q2. NO3

--N = 1000. 2 + 4000. 4,7

= 20800 g. d-1

.

- Tổng lượng nitrat cần khử trong bể thiếu khí đầu (nitrat + oxy):

TM1(NO3--N)= 20800 + 2800 = 23600 g. d

-1.

- Tính thể tích bể xử lý thiếu khí thứ nhất:

.14906,1.2000.029,0

06,1.300.1000.03,023600

06,1.2000.029,0

06,1..03,0)(

3

5

5

20

20

311,

m

SQNNOTMV

T

T

oT

- Tính khối lượng nitrat cần xử lý tại bể thiếu khí thứ hai:

M2(NO3--N)= Q [NO - (NO3

--N)e] – M1(NO3

--N)

= 1000. (28,1 – 2,0) – 20800 = 5300 g. d-1

.

- Khối lượng oxy tương đương nitrat tại bể thiếu khí 2 [phương trình (9-57)]

được tính với DO = 2 mg/l, Q1 = Q:

(NO3--N)tđ, 2 = (Q + Q1).DO.0,35 = 2000. 2. 0,35 = 1400 g. d

-1.

- Tổng khối lượng nitrat cần xử lý trong bể thiếu khí 2:

TM2 (NO3--N) = 5300 + 1400 = 6700 g. d

-1.

- Tính tốc độ khử nitrat riêng tại bể thiếu khí 2 [phương trình (9-59)]:

vk, 2 = 0,12. s-0,706

. 1,02T-20

= 0,12. 4,88-0,706

. 1,025 = 0,04 d

-1.

- Thể tích bể thiếu khí thứ 2:

VT, 2 = 8404,0.2000

6700

.

)(

2,

32

kvX

NNOTMm

3.

- Tính thể tích bể hiếu khí 2 với thời gian lưu thủy lực là 45 phút:

3124.60

45.1000V m

3.

Kiểm tra thông số thiết kế.

- Tổng thể tích khối phản ứng.

V = 398 + 149 + 84 + 31 = 662 m3.

- Tính lượng bùn thải:


~ 290 ~

P(x) =

1000.6088,4.07,01

8,5300.8,0.

.1

).(

,

QX

k

SSYL

ssp

os

= 23432 g. d-1

- Tính thời gian lưu tế bào từ lượng bùn thải:

s,t = .6,523432

2000.662

)(

.d

xP

XV

s và s,t lệch nhau tới 15% nên quá trình tính cần được lặp lại với các

thông số lựa chọn khác của c, F.

- Nhu cầu oxy và kiềm được tính như đã trình bày ở phần 9. 3. 1, 9. 3. 2.

9. 4. Thiết kế hệ xử lý photpho.

Ngoài phương pháp kết tủa photphat bằng biện pháp hóa học (trình bày tại

4. 2) có thể xử lý hợp chất photpho bằng biện pháp sinh học. So với biện pháp

hóa học, phương pháp sinh học có những lợi thế:

- Giảm hoặc không sử dụng hóa chất kết tủa (Al3+

, Fe3+

, Ca2+

) và hóa chất phụ

trợ dùng trong quá trình kết tủa (kiềm).

- Giảm thiểu sự phát triển của ví sinh dạng sợi tạo điều kiện tốt cho quá trình

lắng thứ cấp.

- Tiết kiệm một phần năng lượng sục khí do một phần chất hữu cơ đã tiêu hao

cho xử lý photpho.

- Tạo điều kiện thuận lợi cho quá trình oxy hóa amoni do chất hữu cơ giảm

trong giai đoạn yếm khí.

- Nâng cấp các hệ xử lý nước thải đang hoạt động một cách dễ dàng và với giá

thành hợp lý.

Nhược điểm của phương pháp gồm:

- Diễn biến của quá trình vi sinh phức tạp, vấn đề tách loại photpho được quan

tâm chưa lâu nên các thông số kỹ thuật dùng trong thiết kế cũng như các yếu

tố ảnh hưởng tản mạn về giá trị và thậm chí trái ngược về kết quả [32, 33]

dẫn đến việc tính toán dễ gặp sai sót thể hiện ở khâu vận hành.

- Kiểm soát điều kiện vận hành cần chặt chẽ sao cho trong vùng yếm khí

không tồn tại oxy hòa tan và nitrat.

Một hệ thống xử lý nước thải có thể hoạt động theo các phương thức: chỉ

xử lý hợp chất nitơ hoặc chỉ xử lý photpho hoặc kết hợp cả hai quá trình trên


~ 291 ~

rất có hiệu quả như các quá trình đang được sử dụng: A2/O, Bardenpho năm

giai đoạn, UCT hoặc VIP với điều kiện thiết kế và vận hành đúng.

Hiện tượng và cơ chế tách loại photpho bằng phương pháp vi sinh đã được

trình bày tại phần 8. 4. Xử lý yếm khí là một bộ phận phải có để xử lý photpho

được trình bày tại 7. 3.

Một số nét chính cần được nhắc lại gồm:

- Quá trình xử lý chất hữu cơ trong điều kiện yếm khí xảy ra theo các bước kế

tiếp nhau: thủy phân các phân tử hữu cơ lớn, các chất hữu cơ dạng không tan

thành các phân tử hữu cơ tan có khối lượng nhỏ, axit hóa các chất hữu cơ tan

tạo ra các axit béo dễ bay hơi (VFA) và bước cuối cùng là tạo ra khí metan

(xem sơ đồ 7. 14).

- Một số chủng loại vi sinh dị dưỡng, chủ yếu là Acinetobacter có khả năng

hấp thu photpho nhiều hơn lượng cần thiết để xây dựng tế bào trong điều

kiện hiếu khí (bùn hoạt tính) và giải phóng lượng photpho dư ra ngoài môi

trường trong điều kiện yếm khí khi chúng hấp thu chất hữu cơ. Chất hữu cơ

khi hấp thu vào trong cơ thể vi sinh sẽ được polyme hóa.

- Một hệ thống xử lý photpho bằng biện pháp sinh học vì vậy là một hệ thống

bao gồm hai giai đoạn kế tiếp nhau: yếm khí và hiếu khí. Trong môi trường

hiếu khí vi sinh vật tích lũy photpho, trong môi trường yếm khí vi sinh vật

thải photphat và tích lũy chất hữu cơ. Những nghiên cứu gần đây cho thấy cả

một số loại vi sinh vật khử nitrat (Denitrifier) cũng có khả năng tách loại

photpho trong điều kiện thiếu khí [34, 35].

- Tách loại photpho ra khỏi hệ xử lý nước thải có thể thực hiện theo hai cách:

tăng cường loại bỏ bùn (sinh khối) từ bể lắng thứ cấp, tức là tách photpho

dưới dạng sinh khối ngay sau giai đoạn xử lý hiếu khí được gọi là phương

pháp trực tiếp từ dòng chính (mainstream) hoặc tách photphat tan trong nước

bằng biện pháp kết tủa hóa học sau xử lý yếm khí bằng cách ghép thêm hệ

xử lý hóa học. Phương pháp sau cần được ghép thêm hệ thống phụ trợ và

được gọi là phương pháp dòng phụ (sidestream).

Do tính chất của quá trình xử lý photpho là thúc đẩy và tạo điều kiện để vi

sinh có khả năng tích lũy photpho phát triển nên phương pháp có tên ―tăng

cường loại bỏ photpho bằng phương pháp vi sinh‖ (enhanced biological

phosphorus removal, EBPR).

9. 4. 1. Đặc thù của quá trình xử lý photpho.


~ 292 ~

Hệ xử lý photpho có cấu trúc đơn giản: xử lý yếm khí đặt trước xử lý hiếu

khí, cả hai hệ xử lý có chung hệ bùn. Dòng bùn quay vòng cùng với nước thải

được đưa về bể xử lý yếm khí. Sinh khối được vận chuyển liên tục và kế tiếp

nhau qua môi trường yếm khí và hiếu khí. Trong môi trường yếm khí, nơi giàu

chất hữu cơ nhất trong hệ xử lý, vi sinh vật có điều kiện hấp thu chất hữu cơ và

giải phóng photpho dưới dạng photphat đơn, trong môi trường hiếu khí chúng

tích lũy photphat tan trong nước thải. Do thay đổi về điều kiện cơ chất từ vùng

yếm khí sang hiếu khí nên bề yếm khí còn đóng vai trò của bể chọn lọc vi

sinh: thúc đẩy sự phát triển của vi sinh tích lũy photpho và hạn chế vi sinh

dạng sợi phát triển, tạo điều kiện lắng bùn tốt hơn trong bể lắng thứ cấp (xem

7. 2. 1. 5) [36].

Thông thường thời gian lưu thủy lực trong bể yếm khí có ảnh hưởng không

lớn lắm đến quá trình giải phóng photpho, quá trình này chủ yếu phụ thuộc

vào đặc trưng của nước thải và các thông số vận hành: bản chất và nồng độ

chất hữu cơ, oxy hòa tan, nitrat, pH, nhiệt độ. Vì lý do đó, thiết kế hệ xử lý

photpho đạt hiệu quả cao là việc không dễ dàng. Trong thiết kế cũng phải đảm

bảo cho yếu tố và điều kiện vận hành sao cho điều kiện yếm khí được duy trì,

ví dụ giảm lượng oxy hòa tan từ dòng vào và từ dòng hồi lưu bùn. Quá trình

giải phóng photpho cũng xảy ra trong bể lắng và cũng cần được hạn chế khi

quay vòng bùn [37]. Do biến động của nhiều yếu tố nên hệ xử lý được thiết kế

rất cần yếu tố linh hoạt trong vận hành, đó chính là hệ thiết kế đúng, tối ưu.

Mục đích của hệ xử lý photpho là tách loại photpho và chất hữu cơ trong

dòng thải ra với một mức chất lượng nào đó và tạo điều kiện để bùn lắng tốt

nhằm giảm thiểu mật độ sinh khối trong dòng thải. Hệ xử lý photpho có thể là

hệ mới xây dựng hoặc được cải tạo từ các hệ xử lý đang hoạt động nhằm đáp

ứng tiêu chuẩn thải hiện hành, vì vậy việc thiết kế đòi hỏi gọn, ít thay đổi cơ

cấu của hệ cũ. Ví dụ với hệ xử lý bùn hoạt tính theo kỹ thuật dòng lý tưởng khi

chuyển đổi một phần thể tích bể sang chế độ hoạt động yếm khí thì có thể xây

dựng vách ngăn để tách riêng hai vùng, ngăn chặn sự lưu thông ngược lại từ

vùng hiếu khí sang yếm khí. Tất nhiên, ngay trong vùng yếm khí cũng cần

được khuấy trộn để tạo điều kiện cho sinh khối ở trạng thái lơ lửng. Hệ được

bố trí như vậy kèm thêm các điều kiện khác như cấp đầy đủ chất hữu cơ thích

hợp, kiểm soát được oxy hòa tan, nitrat, nitrit thì hệ sẽ hoạt động có hiệu quả.

Một số mô hình có thể sử dụng để tính toán thiết kế hệ xử lý photpho:

ASM2, ASM2d (IWA 1994, 2000) [38, 39, 40] hoặc EAWAG Bio - P module

(phiên bản của ASM3) [41, 42], mô hình kinh nghiệm [43].


~ 293 ~

Để có thể thiết kế hiệu quả một hệ thống xử lý photpho, yếu tố cực kỳ quan

trọng là đánh giá đầy đủ các đặc trưng của nước thải cần xử lý, đặc biệt là

nguồn chất hữu cơ trong đó mà vi sinh vật có thể hấp thu trong môi trường

yếm khí [42, 43, 45].

Để hệ xử lý photpho hoạt động có hiệu quả cần đáp ứng các điều kiện:

- Điều kiện môi trường yếm khí, hiếu khí kế tiếp nhau.

- Đủ lượng chất hữu cơ mà vi sinh vật tích lũy photpho (PAO) có thể hấp thu.

- Lượng photpho trong nước thải cao hơn mức nhu cầu tổng hợp tế bào vi sinh.

- Đủ hàm lượng kali và magie.

- Vùng pH thích hợp.

Đó là các điều kiện để vi sinh vật PAO phát triển trong môi trường yếm khí,

tất nhiên để đạt tới mức độ ổn định về mật độ vi sinh vật cần có thời gian.

Dòng hồi lưu bùn từ bể lắng thứ cấp về bể yếm khí cần được hòa trộn liên tục

với dòng đầu vào. Sau một thời gian nhất định, mật độ vi sinh PAO phát triển

đạt mức cực đại.

Sự biến động của tập đoàn vi sinh tích lũy photpho.

Trong sinh khối của hệ xử lý tồn tại nhiều tập đoàn vi sinh vật, loại có mật

độ (tỷ lệ) cao nhất trong sinh khối là loại có tốc độ phát triển nhanh nhất trong

điều kiện vận hành của hệ. Dưới điều kiện hiếu khí, vi sinh vật PAO không

phát triển, mật độ thấp và vì vậy hệ xử lý bùn hoạt tính thông dụng không có

khả năng ―tăng cường xử lý photpho‖. Vi sinh vật PAO khi gặp điều kiện yếm

khí và chất hữu cơ sẽ sử dụng năng lượng tích trữ trong liên kết photphat

(Adenosin triphotphat, xem 5. 2. 1) để cô lập (bắt giữ) và polyme hóa một số

các loại chất hữu cơ, tạo ra các phân tử polyme (polyhydroxybutyrate, PHB,

polyhydroxyvalerate hoặc gọi chung là polyhydroxyalkanoate) và tích lũy

chúng trong tế bào. Loại vi sinh vật khác trong sinh khối không có khả năng

tích lũy chất hữu cơ nên không thể phát triển trong điều kiện đó. Tỉ lệ vi sinh

PAO trong sinh khối tỉ lệ thuận với lượng chất hữu cơ được hấp thụ theo cơ

chế trên và vì vậy trở thành yếu tố kiểm soát mật độ vi sinh PAO cùng với

photpho.

Tỉ lệ vi sinh PAO trong sinh khối phụ thuộc vào tỉ lệ giữa chất hữu cơ và

photphat trong môi trường yếm khí, tỉ lệ trên càng lớn thì sự phát triển của

PAO càng thuận lợi. Chất hữu cơ dễ hấp thụ đối với vi sinh PAO là họ chất

axit béo dễ bay hơi (VFA), họ chất trung gian của quá trình lên men yếm khí.


~ 294 ~

Cơ chất trong môi trường yếm khí.

Yếu tố quan trọng nhất ảnh hưởng tới hiệu quả xử lý photpho là lượng chất

hữu cơ mà vi sinh vật PAO có khả năng hấp thụ. Nồng độ chất hữu cơ trước

hết phải đáp ứng đủ cho quá trình khử oxy (từ dòng vào và hồi lưu bùn) cũng

như các chất oxy hóa khác có mặt như NO3-, NO2

- vì vi sinh vật ưa sử dụng cơ

chất để chuyển hóa thành năng lượng hơn là tích lũy, đồng nghĩa với tốc độ

chuyển hóa cơ chất để sản xuất năng lượng xảy ra nhanh hơn, phần chất hữu

cơ dư sau đó mới được vi sinh PAO sử dụng cho mục đích tích lũy. Bản chất

của chất hữu cơ cũng có vai trò quan trọng, khác với phần lớn các chủng loại

vi sinh khác, chất hữu cơ sau khi được hấp thụ còn được chuyển hóa thành

polyme vì vậy chất hữu cơ không những cần phải có tính năng ―hấp thụ được‖

mà còn phải có đặc trưng ―dễ polyme hóa‖. Hợp chất axit béo dễ bay hơi có

mạch carbon từ 2 - 5 nguyên tử được coi là thích hợp để vi sinh PAO hấp thụ,

tuy nhiên hiệu suất hấp thu và giải phóng photphat của từng cấu tử là khác

nhau. Bảng 9. 7 trình bày hiệu quả hấp thu photpho trong giai đoạn hiếu khí

R(P/COD) và tỉ lệ COD sử dụng để loại bỏ photpho R (COD/P) trong cả hệ.

Phụ thuộc vào bản chất của chất hữu cơ (tính theo COD) trong điều kiện: thời

gian lưu tế bào là 13 ngày, xử lý hiếu khí với nồng độ oxy tan cao, COD sau

xử lý rất thấp [5]:

Bảng 9. 7. Ảnh hưởng của bản chất cơ chất lên hiệu quả xử lý photpho.

Cơ chất R (P/COD), g/g R (COD/P), g/g

Axit formic 0

Axit axetic 0,37 16,8

Axit propionic 0,10 24,4

Axit butyric 0,12 27,5

Axit isobutyric 0,14 29,1

Axit valeric 0,15 66,1

Axit isovaleric 0,24 18,8

Nước thải sinh hoạt 0,05 102

Axit formic tuy dễ hấp thụ nhưng khó polyme hóa nên không có tác dụng

tích lũy trong vi sinh PAO, loại axit có từ 2 – 5 nguyên tử carbon tỏ ra thích


~ 295 ~

hợp, trong đó axit axetic có hiệu quả cao nhất và rất may mắn lại là thành phần

chủ yếu của quá trình lên men yếm khí chất hữu cơ. Thật ra các thành phần

chất hữu cơ trong bảng 9. 7 đều là sản phẩm của quá trình lên men, tỷ lệ của

từng hợp chất phụ thuộc vào nguồn hữu cơ nguyên liệu. Từ số liệu của bảng 9.

7 cho thấy chỉ có axit valeric trong số các VFA là có tỉ lệ sử dụng cao, tức là

hiệu suất giải phóng photpho thấp: 68 g axit valeric tính theo COD để giải

phóng 1 g photpho, đó cũng là số liệu thường thấy đối với các hệ xử lý nước

thải (50 : 1) sinh hoạt.

Sự hình thành các axit béo dễ bay hơi xảy ra không những tại các bể xử lý

yếm khí mà còn xảy ra tại các cống rãnh thu gom nước thải, đặc biệt là nước

thải đô thị với thời gian lưu tương đối dài miễn là không (ít) có mặt của oxy

hòa tan và nitrat. Đó là điều kiện thuận lợi để tiết kiệm chi phí xây dựng (thể

tích) bể xử lý yếm khí. Quá trình lên men yếm khí và hàm lượng VFA hình

thành phụ thuộc vào tỉ lệ BOD/COD, trong thành phần COD bao gồm cả COD

không tan có nguồn gốc từ cặn hữu cơ không tan trong nước thải.

Số liệu thường được chấp nhận là lượng chất hữu cơ trong bể xử lý yếm khí

phải lớn hơn 25 mg/l tính theo VFA mới có khả năng duy trì quá trình hoạt

động của vi sinh PAO. Khi nguồn hữu cơ cao hơn giá trị trên sẽ tăng cường

hiệu quả giải phòng photpho và tích lũy chất hữu cơ trong môi trường yếm khí

và tích trữ photpho trong môi trường hiếu khí sau đó, hiệu quả tiếp tục tăng

đến một giá trị nhất định đối với một tỉ lệ VFA/P, giá trị VFA/P tối ưu phụ

thuộc vào thành phần của VFA. Trên mức VFA/P tối ưu, khả năng tích lũy

photpho của vi sinh không tăng tiếp tục và BOD của dòng ra khỏi bể yếm khí

tăng theo. BOD vào bể hiếu khí cao sẽ thúc đẩy sự phát triển của loại vi sinh dị

dưỡng không có khả năng tích lũy photpho, làm giảm mật độ (tỷ lệ) của vi

sinh PAO trong sinh khối, kéo theo hàm lượng photphat trong bể hiếu khí

giảm. Tuy vậy có những trường hợp cho thấy: khi nồng độ axit axetic cao hơn

400 mg/l thì hiệu quả xử lý photpho của hệ giảm.

Lượng photpho dư.

Thiếu photpho cũng có ảnh hưởng tiêu cực như thiếu chất hữu cơ. Thực tế

vận hành cho thấy luôn thiếu một trong hai yếu tố trên. Tất nhiên hệ chỉ hoạt

động khi hàm lượng photpho dư so với nhu cầu tổng hợp tế bào, vì trong

trường hợp thiếu hay vừa đủ photpho thì hệ xử lý photpho là không cần thiết.

Magie và kali.


~ 296 ~

Hai loại nguyên tố vi lượng quan trọng đối với vi sinh PAO là magie và

kali. Hai loại nguyên tố trên thường đáp ứng nhu cầu cho vi sinh trong nước

thải sinh hoạt, chỉ phải bổ xung đối với một số loại nước thải công nghiệp hoặc

hỗn hợp nước thải công nghiệp và sinh hoạt. Canxi không phải là yếu tố đặc

biệt đối với vi sinh PAO. Tỷ lệ Mg/K cần thiết biến đổi trong khoảng rộng, rất

có thể chúng thay thế được lẫn cho nhau. Hệ xử lý photpho sẽ không hoạt

động khi vắng mặt hai yếu tố trên hoặc có mặt nhưng với nồng độ thấp. Tỉ lệ

giữa [K]: [P] 0,356 và [Mg]: [P] 0,25 (tính theo mol) có thể là thích hợp

[5].

Khoảng pH hoạt động.

Nghiên cứu ảnh hưởng của pH lên quá trình xử lý photpho cho thấy, hệ

không hoạt động khi pH < 5,4. Các nghiên cứu trong vùng pH cao không được

thực hiện, tuy nhiên hệ có thể hoạt động trong vùng pH = 8,5 – 9,0, tất nhiên

trong vùng pH đó photphat dễ bị kết tủa làm giảm nồng độ photphat tan.

9. 4. 2. Ảnh hưởng của các yếu tố lên hiệu quả xử lý.

Hiệu quả hoạt động của hệ xử lý photpho phụ thuộc khá nhiều vào yếu tố

thiết kế cũng như vận hành: chất hữu cơ, tỷ lệ chất hữu cơ/photpho, thời gian

lưu tế bào, thời gian lưu thủy lực của giai đoạn yếm khí, nhiệt độ.

Tỉ lệ photpho: chất hữu cơ của dòng vào.

Để có sự trao đổi chất giữa photpho và chất hữu cơ của vi sinh PAO trong

hệ xử lý photpho thì cần có điều kiện: chất hữu cơ và photphat trong dòng vào.

Tỉ lệ giữa chất hữu cơ và photpho có khả năng hấp thụ bởi vi sinh sẽ quyết

định tỷ trọng các loại vi sinh trong sinh khối và tỷ lệ trên ảnh hưởng trực tiếp

đến hiệu quả xử lý photpho của hệ. Nồng độ photpho của dòng ra phụ thuộc

vào tỉ lệ chất hữu cơ/photpho của dòng vào. Tỉ lệ lớn thì nồng độ photpho của

dòng ra thấp và tiệm cận một giá trị nào đó. Chất hữu cơ mà vi sinh có thể hấp

thụ tốt là axit béo dễ bay hơi, VFA, và thực tế cho thấy có thể chừng mực nào

đó đặc trưng qua nồng độ BOD. Hàm lượng photpho tại đầu vào là photpho

tổng (dạng tan và không tan), vì các thành phần photpho không tan sẽ bị thủy

phân trong quá trình xử lý vi sinh yếm khí cũng như hiếu khí [35, 45, 46, 47],

vì vậy tỉ lệ trên có thể được đặc trưng qua VFA/TP hoặc BOD/TP.


~ 297 ~

Kết quả đánh giá từ nhiều hệ thống xử lý và nghiên cứu pilot cho thấy:

nồng độ photphat tại đầu ra phụ thuộc vào tỉ lệ BOD/TP tại đầu vào của giai

đoạn xử lý yếm khí, cụ thể với BOD/TP 20 thì nồng độ photpho tại đầu ra sẽ

đạt được mức 1,0 mg/l hay thấp hơn.

Giá trị BOD của nước thải biến động lớn hơn so với giá trị COD (giá trị

COD có tính lặp cao hơn BOD) vì vậy tỉ lệ COD tổng (tan và không tan)

TCOD/TP được sử dụng để đặc trưng sẽ thuận lợi hơn. Khi tỉ lệ TCOD/TP

45 thì nồng độ photpho tại đầu ra thường đạt giá trị thấp hơn hoặc bằng 1,0

mg/l.

Hạn chế photpho và chất hữu cơ.

Thành phần của nước thải dòng vào sẽ xác định tốc độ giải phóng photpho

và tích lũy chất hữu cơ trong giai đoạn yếm khí và hiệu quả xử lý photpho của

cả hệ. Khi đủ chất hữu cơ thích hợp, tốc độ chuyển hóa nhanh, thời gian lưu

thủy lực và thể tích bể xử lý nhỏ (yếm khí). Tuy vậy tốc độ của cả quá trình

(yếm khí, hiếu khí) thì lại bị ràng buộc bởi cả hai thành phần: chất hữu cơ và

photpho, vậy nên cả hệ sẽ bị thiếu (khống chế) bởi một trong hai thành phần

trên: khi dòng vào ít photpho thì lượng chất hữu cơ ít bị tiêu hao trong môi

trường yếm khí, làm tăng nồng độ hữu cơ ở giai đoạn hiếu khí; khi dòng vào

thiếu chất hữu cơ thì quá trình giải phóng photpho kém, kéo theo là quá trình

tích lũy photpho trong môi trường hiếu khí giảm, chất lượng nước thải tại đầu

ra kém.

Thiếu chất hữu cơ có thể do hai nguyên nhân: tổng lượng chất hữu cơ trong

dòng vào so với tỉ lệ tổng photpho thấp (đánh giá qua TCOD, BOD) hoặc do

chất hữu cơ trong dòng vào không chuyển hóa kịp thành sản phẩm mà vi sinh

PAO có thể sử dụng (VFA) cho quá trình hấp thụ và polyme hóa. Nguyên

nhân sau thường xảy ra, đặc biệt đối với nước thải sinh hoạt nếu so sánh giữa

COD/TP với BOD/TP. Nếu thành phần COD có thể sinh hủy/TP trong nước

thải sinh hoạt luôn cao hơn 40 thì tỉ lệ BOD/TP phần lớn là thấp hơn 20. Vì lý

do đó, hệ xử lý photpho thường được thiết kế hệ lên men sơ bộ để bổ xung

VFA cho quá trình xử lý (với các nơi có điều kiện khí hậu nóng ấm, tốc độ

thủy phân và lên men sẽ nhanh hơn nhiều so với các vùng khí hậu lạnh, vấn đề

đó chưa được nghiên cứu kỹ càng) hoặc kéo dài thời gian xử lý yếm khí để có

đủ lượng VFA cần thiết.

Hàm lượng photpho trong sinh khối.


~ 298 ~

Photphat chỉ được tách loại ra khỏi hệ thống xử lý thông qua sinh khối, vì

vậy hiệu quả tách loại photpho phụ thuộc vào lượng bùn thải (tuổi bùn) và

hàm lượng photpho trong đó. Hàm lượng photpho trong sinh khối phụ thuộc

vào yếu tố hữu cơ hoặc photpho trong nước thải đầu vào: ít chất hữu cơ thì tỷ

lệ vi sinh PAO và hàm lượng photpho trong chúng cao, tuy vậy hàm lượng

photpho dư trong nước dòng ra cũng sẽ cao. Ngược lại nếu hàm lượng photpho

trong dòng vào thấp sẽ không xảy ra quá trình giải phóng photpho trong bể

yếm khí. Lượng chất hữu cơ dư tạo điều kiện để các loại vi sinh dị dưỡng

không thuộc họ PAO phát triển, làm giảm tỷ lệ của vi sinh PAO trong sinh

khối, kéo theo là hàm lượng photpho trong sinh khối thấp (chỉ 4 - 6% chẳng

hạn).

Trong thực tế cũng thường nhận thấy hiện tượng: khi hàm lượng photpho

trong sinh khối cao thì nồng độ photpho trong dòng ra cũng cao và khi nồng

độ photpho trong sinh khối thấp thì nồng độ photpho sau xử lý cũng thấp theo

nếu thiết kế và vận hành hệ xử lý đúng. Nguyên nhân của hiện tượng trên là do

tỉ lệ COD/P trong dòng vào môi trường yếm khí quyết định cả hàm lượng

photpho trong sinh khối và nồng độ photpho trong dòng thải, cả hai thông số

trên tỉ lệ nghịch với tỉ lệ COD/P.

Ảnh hưởng của thời gian lưu tế bào.

Do mật độ của vi sinh PAO thay đổi theo tỉ lệ COD/P nên hiệu quả xử lý

photpho của hệ xử lý tăng cường ít phụ thuộc vào thời gian lưu tế bào trong

một khoảng rộng: 2 - 40 ngày. Hiện tường xảy ra do có sự đóng góp một phần

của quá trình phân hủy nội sinh vi sinh vật PAO là 0,05 d-1

so với 0,24 d-1

của

vi sinh dị dưỡng hiếu khí tính theo COD. Điều đó có ý nghĩa là với tuổi bùn

lớn thì tỉ lệ vi sinh PAO tăng lên trong sinh khối và vì vậy hàm lượng photpho

trong sinh khối cũng tăng theo.

Kinh nghiệm thực tế chỉ ra rằng, hệ xử lý photpho hoạt động có hiệu quả

với thời gian lưu tế bào nằm trong khoảng 3 - 68 ngày. Hệ cũng có thể hoạt

động với tuổi bùn thấp hơn 3 ngày nhưng khi đó tính ổn định của hệ thấp,

dòng ra dễ bị đục, khi đó cần phải áp dụng thêm các biện pháp làm trong nước

như keo tụ hoặc lọc và đồng thời làm giảm thêm được hàm lượng photpho (cả

rắn và tan) trong dòng ra. Với thời gian lưu tế bào thấp, 4 ngày hệ hoạt động

ổn định hơn nhiều, tuy nhiên với nhiệt độ cao hơn 15oC, thời gian lưu tế bào là

6 ngày thì quá trình nitrat hóa xảy ra đáng kể nên cần phải bổ xung thêm giai

đoạn xử lý thiếu khí để khử nitrat.


~ 299 ~

Tăng thời gian lưu tế bào sẽ làm tăng hàm lượng photpho trong sinh khối

do tỉ lệ của vi sinh PAO trong đó tăng (hàm lượng photpho có thể lên đến

32%), do vậy có thể tiến hành xử lý theo hai giai đoạn với tuổi bùn của từng

giai đoạn là 4 đến 5 ngày. Tất nhiên vận hành như vậy sẽ tăng lượng bùn thải,

là điều không mong muốn. Tuy nhiên nếu tăng tuổi bùn thì dễ xảy ra quá trình

nitrat hóa từng phần hoặc hoàn toàn và khi đó cần phải thêm giai đoạn khử

nitrat. Hệ xử lý theo quá trình UCT, VIP hoạt động theo nguyên tắc trên: nitrat

trong dòng hồi lưu bùn được khử trước khi được xử lý yếm khí. Cũng có thể

áp dụng các sơ đồ công nghệ khác: tách một phần thể tích bể yếm khí để khử

nitrat từ dòng bùn hồi lưu, sử dụng một phần nước đầu vào (5 - 20%) trộn với

bùn hồi lưu nhằm cung cấp chất hữu cơ cho quá trình khử nitrat, phần nước

vào còn lại dẫn vào ngăn yếm khí (ngăn thiếu khí được nối tiếp với ngăn yếm

khí). Phương án trên có hiệu quả hơn so với quá trình UCT, VIP do chi phí

xây dựng thấp hơn, quá trình khử nitrat hiệu quả hơn nhờ mật độ vi sinh cao.

Từ các phân tích trên cho thấy, hệ xử lý photpho thích hợp là hệ xử lý yếm

khí có kích thước dễ thay đổi bằng cách xây dựng nhiều ngăn nối tiếp nhau,

trong từng ngăn đều có lắp đặt hệ thống khuấy trộn nhằm đáp ứng sự biến

động của chất lượng nước thải và điều kiện vận hành. Tất nhiên nếu hệ xử lý

photpho được trang bị thêm hệ lên men sơ bộ (prefermentation) thì hiệu quả

xử lý photpho hiệu quả và ổn định hơn nhiều trong khi chỉ cần thể tích môi

trường yếm khí rất nhỏ (5% so với thể tích khối phản ứng) do tốc độ phản ứng

của VFA rất nhanh (tất nhiên là phải đủ).

Thời gian lưu thủy lực của giai đoạn yếm khí.

Thời gian lưu thủy lực của giai đoạn yếm khí cũng có ảnh hưởng đến hiệu

quả xử lý photpho của hệ, tuy nhiên chịu ảnh hưởng bởi tỷ lệ COD/P. Khi

TCOD/TP nằm trong khoảng 42 - 68 (hạn chế lượng photpho) thì tác động của

thời gian lưu thủy lực tương đối nhỏ, khi tỷ lệ trên thấp, với giá trị 20 - 43 (hạn

chế chất hữu cơ) thì hiệu quả xử lý photpho của hệ tăng khi tăng thời gian lưu

thủy lực.


Tỉ lệ TCOD/TP cũng tác động lên ảnh hưởng của nhiệt độ đến hiệu quả xử

lý photpho của hệ: khi thiếu COD thì ảnh hưởng của nhiệt độ tới hàm lượng

photpho trong sinh khối mạnh hơn so với khi thiếu photpho. Hệ xử lý photpho


~ 300 ~

không hoạt động khi thời gian lưu tế bào là 5 ngày, nhiệt độ 10oC, thiếu COD

và điều này không xảy ra khi hệ thiếu photpho.

9. 4. 3. Ảnh hưởng của quá trình lắng sơ cấp và xử lý bùn.

Do tỉ lệ TCOD/TP là yếu tố quan trọng ảnh hưởng tới hiệu quả xử lý

photpho của hệ, hai yếu tố trên lại phụ thuộc nhiều vào các giai đoạn xử lý

khác nên việc xem xét các quá trình không trực tiếp khác cũng là cần thiết,

trước hết là quá trình lắng sơ cấp và xử lý bùn (sinh khối).

Lắng sơ cấp được sử dụng để tách loại các thành phần chủ yếu là hữu cơ

không tan trong dòng vào trước khi xử lý sinh học. Tách loại chất rắn không

tan đồng nghĩa với giảm hàm lượng chất hữu cơ, hợp chất nitơ và photpho

trong nước thải - Bùn từ bể lắng sơ cấp và thứ cấp được xử lý (tách nước, cô

đặc bùn, phân hủy yếm khí, hiếu khí) cũng tạo ra nước thải.

Quá trình lắng sơ cấp làm giảm cả chất hữu cơ lẫn hợp chất nitơ và

photpho, tuy nhiên mức độ giảm chất hữu cơ mạnh hơn, ví dụ tổng BOD giảm

gần 30%, tổng COD giảm khoảng 40% trong khi tổng nitơ và photpho chỉ

giảm 18%. Kết quả là nước sau lắng sơ cấp giảm tỉ lệ TCOD/TP hay

TBOD/TP xuống gần một nửa. Đặc trưng của nước thải chuyển từ thiếu

photpho sang thiếu chất hữu cơ đối với quá trình tích lũy chất hữu cơ hay giải

phóng photpho trong môi trường yếm khí.

Trong công đoạn xử lý bùn cũng sản sinh ra một lượng nước, nước sinh ra

được đưa vào tiếp tục xử lý như nước thải. Các dòng nước tách từ bùn cũng có

tỉ lệ TCOD/TP thấp do một phần photpho đã bị kết tủa trong khi xử lý bùn (tạo

hợp chất photphat khó tan như canxi photphat, struvite...). Khi được trộn lẫn

với dòng vào tỉ lệ chất hữu cơ/photpho của dòng hỗn hợp cũng bị giảm.

Trong điều kiện TCOD/TP thấp, hiệu quả xử lý photpho thấp mà bổ xung

thêm chất hữu cơ sẽ kéo theo tăng giá thành vận hành.

9. 4. 4. Quá trình lên men sơ bộ.

Trong các phần trình bày trên cho thấy rõ yếu tố quan trọng của chất hữu cơ

đối với quá trình giải phóng photpho của vi sinh PAO trong môi trường yếm

khí. Để quá trình hoạt động có hiệu quả cần duy trì tỷ lệ chất hữu cơ không

thấp hơn một giá trị nào đó so với photpho tổng. Chất hữu cơ thích hợp là axit


~ 301 ~

béo dễ bay hơi mà tốt nhất là axit axetic. Lên men sơ bộ chính là nhằm mục

đích cung cấp chất hữu cơ thích hợp cho quá trình giải phóng photpho.

Như đã được trình bày trong phần 7. 3. 1, axit béo dễ bay hơi là sản phẩm

trung gian của quá trình xử lý nước thải (chất hữu cơ) trong điều kiện yếm khí,

vì vậy hệ xử lý lên men sơ bộ (prefermentation) thường được lắp ghép vào hệ

thống xử lý photpho để đảm bảo cho qui trình xử lý ổn định, nguyên liệu dùng

cho quá trình lên men sơ bộ là cặn chất hữu cơ tách ra từ bể lắng sơ cấp hoặc

lên men nước thải thô [48, 49, 50].

VFA là sản phẩm của quá trình thủy phân chất hữu cơ và có thể sản xuất

theo các phương pháp: vi sinh, hóa học và nhiệt thủy phân.

Thủy phân sinh học là quá trình các vi sinh vật yếm khí thủy phân các chất

rắn hữu cơ hay các phân tử hữu cơ lớn qua phản ứng xúc tác men ngoại bào.

Vì là sản phẩm trung gian nên cần phải dừng phản ứng trước khi VFA chuyển

hóa thành metan là sản phẩm cuối của quá trình bằng cách lựa chọn thời gian

phản ứng thích hợp. Sản phẩm chính của quá trình lên men sơ bộ chủ yếu là

axit axetic cùng với các VFA khác rất thích hợp cho vi sinh PAO. Trong quá

trình lên men sơ bộ có thể chuyển hóa 10 - 15% COD rắn thành dạng tan và

75% dạng tan là VFA.

Thủy phân hóa học được tiến hành trong môi trường axit (pH = 2) hoặc trong

môi trường kiềm (pH = 14) với thời gian phản ứng khoảng 4 giờ. Hiệu suất

phản ứng hóa học thủy phân ngang với thủy phân sinh học khi dùng xút

(NaOH) để điều chỉnh pH, nhưng chỉ đạt khoảng 50% khi dùng axit HCl hoặc

vôi (Ca(OH)2). Thủy phân hóa học tạo ra sản phẩm chứa ít VFA.

Thủy phân nhiệt trong điều kiện áp suất khá cao (6 atm) và nhiệt độ 160oC

trong 2 giờ có hiệu suất ngang với thủy phân sinh học nhưng sản phẩm cũng

chứa ít VFA. Sử dụng thêm axit sunfuric trong thủy phân nhiệt sẽ tăng hiệu

suất phản ứng, chuyển hóa tới 35 - 40% TCOD nhưng sản phẩm cũng nghèo

VFA.

Kết quả nghiên cứu cho thấy, thủy phân sinh học có ưu thế hơn so với hai

phương pháp kia.

Lên men sơ bộ bằng phương pháp sinh học.

Tương tự quá trình xử lý yếm khí nước thải, xử lý cặn bùn có cùng cơ chế

nhưng với tốc độ phản ứng chậm hơn, vì vậy điều kiện thủy phân cặn hữu cơ

thích hợp là: nhiệt độ 20 - 30oC, thời gian lưu thủy lực 2 - 4 ngày, pH nằm

trong khoảng 5,3 - 6,0.


~ 302 ~

Lên men sơ bộ cũng có thể tiến hành với nước thải chưa xử lý miễn là nồng

độ chất hữu cơ trong đó đủ lớn (trên 200 mg/l tính theo BOD). Nước thải trong

các cống rãnh thu gom cũng chứa một lượng VFA đáng kể trong điều kiện

dòng chảy chậm, nhiệt độ cao, thời gian lưu thủy lực trong cống rãnh dài,

chiều sâu của rãnh lớn và chiều rộng thấp. Tuy vậy để chủ động trong vận

hành, xây dựng hệ lên men sơ bộ hoạt động độc lập để cung cấp VFA cho xử

lý photpho là phương án an toàn. Trong suy nghĩ của các nhà công nghệ xử lý

nước thải, lên men sơ bộ chỉ nên thực hiện ở các vùng có khí hậu lạnh, ví dụ ở

vùng tây Canada hay bắc Âu. Tuy nhiên trong thực tế phương án lên men sơ

bộ cũng được thực hiện ở nhiều nơi trên thế giới: rất phổ biến ở Australia và

với mức độ trong vùng khí hậu ôn đới và cả nhiệt đới [48, 49]. Sản phẩm của

quá trình lên men sơ bộ còn có khả năng thúc đẩy tốc độ khử nitrat, ví dụ sử

dụng nước rác thô chứa VFA (nước rác có tuổi thấp, được xem là sản phẩm

của lên men sơ bộ) để khử nitrat hình thành sau giai đoạn xử lý hiếu khí [51,

52].

Hiệu quả sản xuất VFA cung cấp cho hệ xử lý photpho phụ thuộc vào

nguyên liệu và điều kiện sản xuất.

Nguyên liệu để chế tạo VFA có thể là nước thải được vắt ra từ bùn thải

hoặc nước rửa các thiết bị vắt bùn, bùn thải có nguồn gốc từ bể lắng sơ cấp.

Trong các bể ủ bùn (bùn lắng sơ cấp và thứ cấp) yếm khí luôn có một lượng

nước trong ở phía trên lớp bùn được thải ra, nước thải này cũng chứa VFA

nhưng với hàm lượng thấp. Nước được vắt ra từ bùn yếm khí chứa nhiều VFA

hơn. Sử dụng bùn từ bể lắng sơ cấp để lên men sơ bộ, quay vòng bùn (vi sinh)

trong hệ lên men sơ bộ vào bể lắng sơ cấp là giải pháp có hiệu quả để sản xuất

VFA. Trong phương án trên, một lớp bùn yếm khí được tạo ra trong bể lắng sơ

cấp, lớp vi sinh trên chuyển hóa các chất rắn trong dòng vào. Phương pháp

trên có tên gọi là bể lắng sơ cấp hoạt tính (activated primary sedimentation

tank).

Các hệ hoạt động yếm khí dài ngày luôn có xu hướng tạo thành metan nên

thường phải áp dụng biện pháp thải bùn theo chu kỳ, tần xuất thải bùn phụ

thuộc vào điều kiện cụ thể của địa phương và theo mùa. Đối với hệ hoạt động

lên men sơ bộ gián đoạn, mức độ thải bùn dễ kiểm soát hơn, với một mức thải

bùn tối ưu nhằm tạo ra nhiều VFA.


~ 303 ~

Từ kết quả nghiên cứu cho thấy, điều kiện lên men sơ bộ có hiệu quả đối

với chất rắn hữu cơ: mật độ sinh khối 30 - 40.000 mg/l; nông độ VFA cao đạt

được trong thời gian 6 - 9 ngày kể từ khi quá trình lên men bắt đầu.

Hiệu quả lên men tối đa đạt 0,125 kg VFA tính theo COD trên 1 kg sinh

khối hữu hiệu (tính theo COD), hiệu quả chỉ đạt 0,075 kg/kg với thời gian lưu

thủy lực 3 - 4 ngày. Tỷ lệ các axit dễ bay hơi trong tổng VFA có giá trị 1,0:

1,0: 0.08: 0,07 tương ứng với axit axetic, propionic, butyric và axit valeric.

9. 4. 5. Lựa chọn các thông số thiết kế hệ xử lý photpho.

Ngoài yếu tố cung cấp đủ chất hữu cơ cho quá trình giải phóng photpho từ

vi sinh PAO với mức khoảng 6 g VFA/gP [48], hệ xử lý chỉ hoạt động có hiệu

quả khi các yếu tố khác cũng được đáp ứng: kích thước bể xử lý yếm khí, mức

độ oxy cần thiết trong giai đoạn hiếu khí, điều kiện tiếp xúc của vi sinh với cơ

chất (khuấy trộn) và một số loại hóa chất cần bổ xung.

Thể tích bể xử lý yếm khí.

Tốc độ hấp thu VFA của vi sinh PAO rất nhanh ở vùng nhiệt độ cao hơn

14oC theo phản ứng bậc 1. Do tốc độ hấp thụ nhanh nên thể tích bể yếm khí sẽ

trở nên ít quan trọng hơn so với thời gian lưu tế bào (vùng yếm khí) khi hệ

được cung cấp đủ VFA. Thể tích bể yếm khí chỉ chiếm một tỷ lệ thấp trong

toàn bộ khối phản ứng (khoảng 5%) với thời gian lưu thủy lực tương ứng nhỏ

hơn 1 giờ. Phương pháp lên men sơ bộ là giải pháp tối ưu để cung cấp VFA

cho hệ xử lý.

Phản ứng tiêu thụ VFA là bậc một, vì vậy có thể tính toán thể tích bể xử lý

yếm khí theo tốc độ tiêu hao VFA. Tốc độ phản ứng phụ thuộc vào nhiệt độ,

yếu tố hiện nay chưa tìm hiểu được kỹ càng. Theo kinh nghiệm, bể yếm khí có

thể tích 5 - 10% là thỏa mãn. Thể tích bể yếm khí có thể tính toán trên cơ sở

thời gian lưu tế bào tối thiểu với hệ số an toàn cao (2 đến 3).

Thể tích bể yếm khí có ảnh hưởng lớn hơn nhiều đối với hiệu quả xử lý khi

hàm lượng VFA thấp hơn so với photphat. Phụ thuộc vào bản chất của chất

hữu cơ, quá trình lên men tạo ra VFA trong bể xử lý yếm khí có tốc độ chậm,

vì vậy nếu tăng thời gian lưu thủy lực hay thể tích bể yếm khí lên đến 25% thể

tích khối phản ứng thì lượng VFA tạo thành sẽ đáp ứng được cho quá trình

giải phóng photpho.


~ 304 ~

Sử dụng hệ xử lý yếm khí và thiếu khí để khử nitrat và giải phóng photpho

sẽ làm giảm nhu cầu oxy cho giai đoạn xử lý hiếu khí sau đó, có thể tiết kiệm

được tới 30% so với hệ bùn hoạt tính thông dụng.

Trong bể xử lý yếm khí cũng như thiếu khí, yếu tố tiếp xúc giữa sinh khối

với cơ chất được xem là rất quan trọng. Khuấy trộn trong các hệ trên nhằm

duy trì cho sinh khối tồn tại ở trạng thái lơ lửng nhưng cũng cần tránh xáo

động mạnh bề mặt lớp nước để giảm thiểu oxy thâm nhập từ khí quyển vào

khối phản ứng.

Giữa các vùng yếm khí, thiếu khí và hiếu khí cần có sự cách ly về không

gian nhằm ngăn ngừa các dòng trộn lẫn với nhau theo chiều ngược, đưa các

chất oxy hóa (oxy, nitrat, nitrit) từ vùng hiếu khí về. Dòng hiếu khí quay

ngược về gây thêm nguy cơ thúc đẩy vi sinh dạng sợi và vi sinh tạo bọt phát

triển. Cửa thông các ngăn nên có tiết diện nhỏ sao cho tốc độ dòng nước tối

thiểu 0,3 m/giây (tốc độ dòng nước bằng lưu lượng chia cho tiết diện chảy), vị

trí của cửa thông ngăn nên đặt ở độ cao dưới mặt nước, không dưới 0,5 m.

Trong hệ xử lý photpho bể lắng thứ cấp có vai trò rất quan trọng. Để đạt

được tiêu chuẩn thải cao về phương diện photpho thì cần duy trì lượng cặn

không tan (sinh khối) thấp tại đầu ra. Tải lượng bề mặt đối với bể lắng thứ cấp

trong hệ xử lý photpho chỉ nên bằng khoảng 50% so với hệ bùn hoạt tính

thông dụng (12,2 - 16,3 m3. m

-2. d

-1 so với 24 - 32 m

3. m

-2. d

-1).

Photpho tiếp tục được giải phóng từ sinh khối, đặc biệt ở đáy bể lắng thứ

cấp [38] nên cần áp dụng các giải pháp kỹ thuật để hạn chế, ví dụ bằng cách

tăng chiều cao của lớp nước trong bể lắng sao cho nước không bị chảy ngược

qua lớp bùn trong bể lắng. Nói cách khác photpho tan ra từ sinh khối sẽ được

quay về bể yếm khí theo đường hồi lưu bùn hoặc bùn thải chứ không theo

nước sau lắng ra ngoài môi trường. Chiều cao hợp lý của bể lắng thứ cấp nằm

trong khoảng 4,3 - 5,5 m và tốc độ hồi lưu bùn nằm trong khoảng 0,25 - 1,25

Q.

Sử dụng phối hợp với hóa chất kết tủa photphat (Al3+

, Fe2+

, Fe3+

) sẽ tăng

cường được hiệu quả xử lý photphat (xem 4. 2. 3) mà không ảnh hưởng đến

quá trình xử lý photpho bằng phương pháp sinh học miễn là với liều lượng hợp

lý chất kết tủa. Sử dụng phối hợp với chất kết tủa có giá thành thấp hơn so với

phương pháp kết tủa đơn độc. Sử dụng quá liều lượng chất kết tủa gây nguy cơ

tách loại quá mức vi sinh PAO. Có thể châm kết tủa ở nhiều vị trí khác nhau

nhưng tốt hơn cả là trước khi vào bể lắng thứ cấp.


~ 305 ~

Thiết kế hệ xử lý photpho được tiến hành theo thứ tự các bước: Tính toán

thể tích bể xử lý yếm khí, cân nhắc khả năng xây dựng hệ thống lên men sơ bộ

và tính toán thời gian lưu tế bào. Tiếp theo là cân nhắc việc chia nhỏ khoang

yếm khí, ngăn ngừa trộn dòng, mức độ khuấy trộn, thiết kế hợp lý bể lắng thứ

cấp, hạn chế quá trình giải phóng photpho trong bể lắng thứ cấp.

Các bước chi tiết trong thiết kế gồm [5]:

1) Xác định tiêu chuẩn thải đối với nồng độ photpho.

2) Xác định tỷ lệ TCOD/TP và TBOD/TP của dòng vào.

3) Sử dụng đồ thị Randal (hình 9. 3) để xác định tỷ lệ TCOD/TP đáp ứng

tiêu chuẩn thải. Nếu TCOD/TP > 40 thì hiệu quả xử lý photpho sẽ tốt khi hệ

được thiết kế đúng. Nếu tỉ lệ TCOD/TP < 40 hay TBOD/TP < 20 thì hiệu quả

xử lý thấp và vì vậy cần cấp thêm VFA bằng biện pháp lên men sơ bộ hoặc các

hóa chất tương ứng hoặc phải áp dụng thêm biện pháp kết tủa hóa học.

4) Xác dịnh tỷ lệ BOD/COD để ước tính khả năng lên men và cần chú ý là

tỉ lệ trên biến động theo thời gian, giá trị sử dụng để thiết kế phải là giá trị thấp

nhất. Nếu TCOD/TP > 40 và BOD/COD > 0,5 thì có thể đạt hiệu quả xử lý

photpho tốt khi thiết kế thể tích bể yếm khí đủ lớn mà không cần bổ xung

VFA. Thời gian lưu thủy lực trong xử lý yếm khí càng dài thì hiệu quả tách

loại photpho càng lớn (hình 9. 4a). Khi TCOD/TP < 40 và BOD/COD < 0,5 thì

cần thể tích bể yếm khí lớn (hình 9. 4. b) hoặc bổ xung thêm VFA (lên men sơ

bộ) hoặc dùng biện pháp kết tủa hóa học. Nếu sử dụng biện pháp lên men sơ

bộ thì thể tích bể yếm khí chỉ cần 5 - 10% của tổng thể tích khối phản ứng.

Nếu BOD/COD > 0,5 và TCOD/TP > 40 thì có thể không phải sử dụng biện

pháp lên men sơ bộ nhưng cần bể yếm khí có thể tích chiếm khoảng 15% hoặc

thời gian lưu thủy lực không thấp hơn 90 phút.


~ 306 ~

Hình 9. 3. Đồ thị biểu diễn mối quan hệ giữa photpho dòng ra và tỷ lệ TCOD:

TP dòng vào (đồ thị Randal) [5].

Trong trường hợp BOD/COD > 0,5 và TCOD/TP < 40 thì thiết kế bể yếm

khí với thời gian lưu thủy lực không thấp hơn 90 phút và phụ thuộc vào yêu

cầu chất lượng thải có thể cần phải bổ xung thêm VFA hoặc áp dụng thêm

biện pháp kết tủa hóa học.

0

2

4

6

8

10

12

14

0 10 20 30 40 50 60 70

0

1

2

3

4

5

6

7

0 10 20 30 40 50 60 70

Tỷ lệ TCOD: TP dòng vào

Nồng đ

ộ p

hotp

ho t

an d

òn

g r

a, m

g/l

Tỷ lệ TCOD: TP dòng vào

Nồng đ

ộ p

hotp

ho t

ổng d

òng r

a, m

g/l

A

B


~ 307 ~

Hình 9. 4. Ảnh hưởng của thời gian lưu thủy lực yếm khí đến lượng photpho được

xử lý (a. TCOD:TP = 42 : 68; b. TCOD:TP = 20-43) [5].

5) Chỉnh sửa giá trị thời gian lưu thủy lực (yếm khí) theo nhiệt độ (hệ số

1,045) khi nhiệt độ thấp hơn 20oC nếu TCOD/TP < 40. Không cần thiết phải

chỉnh sửa theo nhiệt độ của thời gian lưu thủy lực với hệ dư chất hữu cơ.

6) Chỉnh sửa thời gian lưu thủy lực theo pH (hình 9. 5).

0

2

4

6

8

10

12

14

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3

0

2

4

6

8

10

12

14

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3

Thời gian lưu thủy lực yếm khí, giờ

Lư

ợng p

hotp

ho x

ử l

ý

(TP

vào

-P t

an r

a), m

g/l

a

b

Thời gian lưu thủy lực yếm khí, giờ

Lư

ợng p

hotp

ho x

ử l

ý

(TP

vào

-P t

an r

a), m

g/l


~ 308 ~

1,0

1,2

1,5

1,8

2,2

2,7

Nhiệt độ, oC

25,5 21 17 13 19 0,0

-0,2

-0,4

-0,6

-0,8

-1,0

Hình 9. 5. Ảnh hưởng của pH đến hằng số tốc độ hấp thụ photphat [5].

7) Xác định thời gian lưu tế bào tối thiểu cho giai đoạn xử lý hiếu khí từ đồ

thị Mamais - Jenkin (hình 9. 6) thể hiện sự phụ thuộc của c, t vào nhiệt độ. Áp

dụng hệ số an toàn từ 2,5 - 3,0 đối với thời gian lưu tế bào trong thiết kế, từ đó

tính thể tích bể xử lý hiếu khí trên cơ sở ấn định mật độ sinh khối.

8) Đối với hệ xử lý photpho hai giai đoạn, hệ được thiết kế theo kiểu dòng

đẩy lý tưởng và vùng yếm khí được chia nhỏ ra thành ít nhất ba ngăn. Trong

ngăn yếm khí cuối cùng cả thiết bị khuấy và sục khí đều được lắp đặt để nó có

thể hoạt động theo chế độ yếm khí hoặc hiếu khí. Đối với hệ xử lý dinh dưỡng

ba giai đoạn, thì ba ngăn yếm khí chỉ cần trang bị thiết bị khuấy trộn, với ngăn

thứ ba dành cho xử lý thiếu khí. Kiểu bố trí như vậy tạo điều kiện thuận lợi

cho vận hành.

Ví dụ tính toán cho một hệ xử lý được trình bày chi tiết trong tài liệu [5].

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

5 5.2 5.4 5.6 5.8 6 6.2 6.4 6.6 6.8 7 7.2 7.4 7.6

pH

Hằn

g s

ố t

ốc

độ h

ấp t

hụ

mgP

/gS

KH

H.p

hút

Th

ời

gia

n l

ưu b

ùn, ngày

Ln(t

ốc

độ t

ăng t

rưở

ng t

hự

c cự

c đại

, ngày

-1

Ln (max thực) = -4366(1/T)+ 14.2

độ nghiêng = E/R - E = 36,3 kJ/mol


~ 309 ~

Hình 9. 6. Ảnh hưởng của nhiệt độ lên quá trình xử lý phopho sinh học cải tiến

(đồ thị Mamais Jenkin) [5].

9. 4. 6. Cấu hình hệ xử lý photpho và hợp chất nitơ.

Nhằm mục tiêu xử lý photpho và xử lý kết hợp với loại bỏ hợp chất nitơ,

nhiều loại hệ thống xử lý đã được phát triển và áp dụng trong thực tiễn. Hai

dạng cấu hình chính của hệ xử lý photpho là hệ dòng phụ và hệ dòng chính.

Hệ xử lý dòng phụ điển hình là quá trình PhoStrip (hình 8. 5) hoạt động

theo nguyên tắc: Một phần bùn trong dòng hồi lưu được phân hủy yếm khí,

photphat tan được giải phóng khỏi sinh khối và được kết tủa với hóa chất. Quá

trình PhoStrip là sơ đồ xử lý dòng phụ duy nhất hiện đang hoạt động.

Hệ xử lý dòng chính liên tục là hệ hoạt động có thêm giai đoạn xử lý yếm

khí đặt trước hiếu khí hoặc trước thiếu khí, điển hình là các quá trình cơ sở

A/O (anaerobic/oxic - yếm khí/hiếu khí, hình 8. 4) và A2/O

(anaerobic/anoxic/oxic - yếm khí/thiếu khí/hiếu khí) và các biến hình công

nghệ khác của chúng như Bardenpho năm giai đoạn, quá trình UCT, VIP (hình

8. 6).

Ví dụ về tính toán một số hệ xử lý trên được trình bày trong tài liệu [5].

Phương pháp bùn hoạt tính hoạt động theo kiểu chu kỳ như mương oxy hóa,

BIO - DENITRO/BIO - DENIPHO, Quá trình Schreiber, Biolac và mẻ kể tiếp

giai đoạn thường được sử dụng để tách loại đồng thời hợp chất nitơ, photpho

và rất thích hợp đối với xử lý qui mô nhỏ.

Mương oxy hóa. Cấu hình và nguyên tắc hoạt động của mương oxy hóa

được trình bày trong hình 8. 2. Mương oxy hóa được nghiên cứu và phát triển

tại Hà Lan vào thập kỷ 50 tại viện nghiên cứu Public Health Engineering,

được đưa vào áp dụng trong thực tiễn năm 1954, còn ở Mỹ thì hệ mương oxy

hóa được sử dụng lần đầu vào năm 1963 tại Beaverton, Oregeon [7]. Mương

33,50 34,00 34,50 35,00 35,50

1/nhiệt độ (x 104) 1/k

Nhà máy pilot, Mc Clintock


~ 310 ~

vào

o

ngăn yếm khí

quay vòng bùn

quay vòng bùn

oxy hóa là một biến hình công nghệ của kỹ thuật phản ứng khuấy trộn đều

dòng liên tục trong một mương dài. Đặc trưng quan trọng của mương oxy hóa

là tính chu kỳ chậm của phương pháp bùn hoạt tính (low rate cyclic activated

sludge process) với tỉ lệ thức ăn/vi sinh (F/M ratio) nhỏ hơn 0,1 để xử lý hợp

chất dinh dưỡng. Đối với nước thải sinh hoạt có hàm lượng BOD khoảng 200

mg/l thì thời gian lưu thủy lực của hệ thường bằng hoặc lớn hơn 20 giờ phụ

thuộc vào tỉ lệ F/M. Tỉ lệ F/M nằm trong khoảng 0,05 - 0,1 được lựa chọn cho

quá trình oxy hóa và nitrat hóa, còn nếu thêm cả mục tiêu khử nitrat thì tỉ lệ

trên được chọn thấp hơn: 0,03 - 0,06. Thời gian lưu tế bào của hệ mương oxy

hóa nằm trong khoảng 20 - 40 ngày. Do thời gian lưu tế bào lớn nên bùn có độ

nén chặt, dễ lắng, chỉ số bùn rất thấp (nhỏ hơn 80 ml/g).

Tải lượng hữu cơ khá thấp trong kỹ thuật mương oxy hóa: 1,4 - 1,6 kg. m-3

.

d-1

, mật độ sinh khối nằm trong khoảng 2000 - 8000 mg/l.

Oxy hóa (hiếu khí), khử nitrat (thiếu khí) và xử lý photpho được thực hiện

trong mương oxy hóa thông qua điều khiển nồng độ oxy khác nhau theo thời

gian hoặc theo vị trí. Do các vùng hiếu khí, thiếu khí và yếm khí tồn tại không

biệt lập hoàn toàn bởi quá trình trộn lẫn nhau nên để đạt hiệu quả xử lý

photpho cao hơn người ta ghép thêm một ngăn xử lý yếm khí riêng độc lập và

mương oxy hóa như mô tả trong hình 9. 7.

Hình 9. 7. Mương oxy hóa xử lý đồng thời hợp chất nitơ và photpho :

yếm khí; : thiếu khí; : hiếu khí.

Quá trình VT 2 là một biến hình công nghệ khác của kỹ thuật mương oxy

hóa: ghép nối kế tiếp hai mương oxy hóa nhằm tăng hiệu quả xử lý photpho và


~ 311 ~

hợp chất nitơ. Kỹ thuật ghép nối nhiều mương oxy hóa tạo ra các biến hình

công nghệ khác như BIO - DENITRO và BIO - DENIPHO.

Quá trình Schreiber.

Tất cả các quá trình xử lý yếm khí, thiếu khí và hiếu khí được thực hiện

trong cùng một bể. Bể có cấu trúc hình tròn trong đó được lắp một thanh cầu

có thể xoay quanh tâm. Trên cầu được lắp các thiết bị phân tán khí (difuser),

các đầu phân tán khí chuyển động trong nước trong khi cấp khí. Trong khì cầu

vẫn quay mà ngưng cấp khí sẽ tạo ra môi trường thiếu khí.

Quá trình Biolac.

Hồ sinh học được xây dựng trên nền đất, gắn thiết bị phân tán khí ngập

trong nước kết hợp với tuổi bùn cao là đặc trưng của quá trình Biolac. Thiết bị

phân tán khí mịn dạng màng (membrane diffuser) được gắn với thiết bị sục khí

có thể chuyển động trong ao để cấp khí cho mọi vị trí của ao sinh học. Thiết bị

phân tán khí được lắp đặt cách đáy ao khoảng 0,3 m, mức độ cấp khí phụ

thuộc vào mục đích của quá trình tại từng thời điểm. Ao thường có đọ sâu 2,4 -

4,6 m.

Biolac có thể được thiết kế nhằm oxy hóa amoni với thời gian lưu tế bào 40

- 70 ngày, tỉ lệ F/M nằm trong khoảng 0,04 - 0,1, mật độ sinh khối: 1500 -

5000 mg/l. Có thể tiến hành đồng thời quá trình khử nitrat bằng cách áp dụng

các chu trình hiếu khí/thiếu khí theo thời gian.

Sinh khối dư được tách ra khỏi ao bằng cách sử dụng bơm hút (airlift

pump) hoặc xây dựng thêm hệ lắng thứ cấp kèm theo với tải lượng bề mặt 16 -

18 m3. m

-2. d

-1. Mức độ cấp khí tiêu chuẩn là 4 m

3 khí/1000 m

3 nước trong ao.

Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn.

Mẻ kế tiếp giai đoạn (sequencing batch technology) bao hàm hai nội dung

là mẻ (batch) với ý nghĩa là sau một khoảng thời gian nhất định sẽ thu được

sản phẩm một lần, còn kế tiếp (sequencing) mang ý nghĩa các quá trình (nạp

liệu, sục khí, khuấy, lắng) xảy ra kế tiếp nhau trong cùng một không gian.

Nguyên tắc hoạt động của kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn được trình bày trong

phần 7. 2. 1. 4. Quá trình cơ bản và các phương pháp mô tả toán học được

trình bày kỹ trong các tài liệu [54, 66].

Mẻ kế tiếp giai đoạn là một biến hình công nghệ của quá trình sục khí gián

đoạn (intermittent decanted extended aeration - IDEA) được phát triển ở

Australia trong vài chục năm gần đây. Kỹ thuật IDEA về phương diện vật lý là


~ 312 ~

một bể có dòng vào liên tục, khác với kỹ thuật bùn hoạt tính là không có bể

lắng thứ cấp độc lập và vì vậy không có đường hồi lưu bùn. Hệ hoạt động theo

chu kỳ bốn giờ được chia làm 3 pha: sục khí, lắng và gạn với thời gian tương

ứng cho các pha trên là 2,1 và 1 giờ.

Quá trình oxy hóa BOD, amoni xảy ra trong giai đoạn sục khí, khử nitrat

xảy ra trong giai đoạn lắng và một phần trong giai đoạn gạn. Tách bùn được

thực hiện trong giai đoạn sục khí khi sinh khối được phân bố đều trong thể tích

khói phản ứng. Bùn được lưu giữ trong một ao riêng để tách nước, bùn khô có

thể sử dụng làm phân bón hoặc chuyển về bãi chôn rác. Hệ trên được cải tiến

để tách photpho bằng cách ghép thêm xử lý yếm khí phía trước ao chính. Hệ

thích hợp cho xử lý qui mô nhỏ.

Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn là kỹ thuật mới được phát triển trong những

năm gần đây. Đặc điểm nổi bật của kỹ thuật này là có thể đáp ứng tốt sự biến

động của nước thải về mặt lưu lượng và độ ô nhiễm, diện tích xây dựng thấp

do tất cả các giai đoạn đều được thực hiện trong bể, dễ tự động hóa khâu vận

hành [57, 58]. Điều kiện yếm khí, thiếu khí và hiếu khí trong hệ được tạo ra do

vận hành nên nó rất thích hợp cho mục đích xử lý photpho và hợp chất nitơ khi

so sánh với các phương pháp truyền thống hoạt động kiểu liên tục [55, 56, 59,

60].

Xử lý hợp chất nitơ, photpho trong kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn được

quyết định bởi yếu tố vận hành: thay đổi thời gian tiến hành các pha (yếm khí,

thiếu khí, hiếu khí) trong một chu trình trên cơ sở theo dõi các thông số liên

quan và điều khiển chúng [53, 61, 62, 63, 64, 65].


~ 313 ~

Mô hình hóa quá trình xử lý nước thải.

10. 1. Mục đích và lịch sử phát triển.

Mô hình hóa quá trình xử lý nước thải luôn là một nhu cầu và một lĩnh vực

không thể thiếu trong nghiên cứu công nghệ xử lý nước thải với mục tiêu thiết

kế các hệ xử lý nước thải có hiệu quả, đạt độ tin cậy cao và dễ áp dụng. Hai

loại mô hình được sử dụng rộng rãi là mô hình vật lý và mô hình mô phỏng

(toán học).

Mô hình vật lý được sử dụng rộng rãi trong thiết kế hệ xử lý nước thải, mô

hình này sử dụng phương pháp thực nghiệm để chuyển qui mô từ phòng thí

nghiệm sang thí nghiệm pilot và tới qui mô sản xuất. Đánh giá một loạt các

yếu tố ảnh hưởng thông qua thực nghiệm tốn kém nhiều công sức và thời gian,

tuy nhiên nếu có đầy đủ số liệu từ các nghiên cứu thực nghiệm thì mô hình vật

lý hoàn toàn có thể thỏa mãn mục đích đặt ra.

Mô hình toán học bằng cách mô phỏng các quá trình xảy ra trong hệ và mối

liên quan giữa các quá trình đó cho phép tiết kiệm công sức, tiền của và cho

kết quả sâu sắc hơn, kể cả những hiện tượng không thể đo đếm trực tiếp. Mô

hình toán xử lý dinh dưỡng trong nước thải là mô hình động có tính chất tổng

quát và mô hình ổn định là dạng đơn giản hóa của mô hình động tổng quát

nhằm tiện lợi cho sử dụng.

Nhận thức được tầm quan trọng của mô hình hóa, năm 1982, tổ chức

International Association on Water Pollution Research and Control (IAWPRC)

và đổi sang tên hiện nay là International Association on Water Quality

(IAWQ) thành lập nhóm nghiên cứu về mô hình hóa toán học quá trình xử lý

nước thải nhằm phục vụ thiết kế, vận hành quá trình bùn hoạt tính. Tại thời

điểm đó mô hình hóa xử lý nước thải bằng phương pháp bùn hoạt tính đã được

nghiên cứu khoảng 15 năm trước đó tại trường đại học Cape Town (Nam Phi)

dưới sự chỉ đạo của giáo sư G. V. Marais. Các mô hình thiết lập được sử dụng

rất hạn chế do một phần là tính thiếu hoàn chỉnh và mặt khác là do hạn chế về

khả năng tính toán những bài toán phức tạp do mô hình đặt ra. [1].

Nhiệm vụ đặt ra cho nhóm nghiên cứu mô hình là tạo ra được một nền tảng

chung để phát triển mô hình xử lý hợp chất nitơ trong tương lai; mô hình cần

phải đơn giản ở mức tối đa. Kết quả là mô hình đầu tiên với tên ASM

10


~ 314 ~

(Activated Sludge Model No. 1) được thiết lập, được bàn cãi tại Seminar năm

1985 tại Đan Mạch và xuất bản dưới dạng báo cáo vào năm 1987. Sau thời

gian 5 năm nghiên cứu, phát triển và thử thách, ASM1 trở thành một mô hình

có thể sử dụng. ASM1 không chỉ là một mô hình mà nó còn là tài liệu hướng

dẫn phương pháp đánh giá đặc trưng của nước thải, thiết lập chương trình tính,

những lỗi dễ mắc phải và cách khắc phục. ASM1 đáp ứng khá tốt với tư cách

là một mô hình, tuy vậy vẫn được chỉnh sửa tiếp để phù hợp với thực tế ứng

dụng trong điều kiện cụ thể [2, 3].

Mô hình ASM1 không thể sử dụng trực tiếp để tính toán, nó chỉ là nền tảng

cho các mô hình khác với sự bổ xung thêm các chi tiết cụ thể.

Tại thời điểm xuất bản mô hình ASM1, quá trình xử lý photpho bằng

phương pháp tăng cường cũng đã được sử dụng trong thực tế xử lý nước thải

với một số lượng hệ hạn chế. Mức độ phát triển về lý thuyết của phương pháp

chưa đủ để đưa vào mô hình hóa quá trình xử lý phtopho. Từ giữa thập kỷ 80

đến giữa thập kỷ 90, bản chất của quá trình xử lý photpho được hiểu biết

tường tận hơn và được triển khai rộng rãi trong thực tiễn. Những tiến bộ trong

thời gian trên cho phép xây dựng mô hình ASM2 chứa đựng nội dung xử lý

photpho tăng cường bằng biện pháp sinh học. Cũng trong thời gian hoàn thành

mô hình ASM2, hiện tượng vi sinh vật Denitrifier có khả năng tích lũy

photpho được phát hiện và được mô hình hóa trong ASM2d.

Trong năm 1998 nhóm chuyên gia quyết định xây dựng mô hình xử lý bùn

hoạt tính mới là ASM3 chứa đựng nhiều thông tin hơn, trong đó nổi bật là khả

năng tích lũy các thành phần vật chất của vi sinh vật có liên quan đến quá trình

trao đổi chất của chúng.

10. 2. Mô hình bùn hoạt tính ASM1.

Xử lý nước thải có thể áp dụng kỹ thuật bùn hoạt tính hoặc màng vi sinh.

Các mô hình được các nhóm chuyên gia của IAWQ xây dựng là mô hình áp

dụng kỹ thuật bùn hoạt tính: ASM1, ASM2, ASM2d, ASM3. Về cơ bản các

mô hình được xây dựng theo cùng nguyên tắc, các mô hình phát triển sau đó là

sự mở rộng các quá trình xảy ra trong hệ, tức là bao gồm thêm các tương tác

mới được mô hình mô tả. Mô hình đơn giản nhất là ASM1 mô tả các quá trình:

oxy hóa chất hữu cơ do vi sinh vật dị dưỡng hiếu khí, oxy hóa amoni do vi


~ 315 ~

sinh tự dưỡng hiếu khí và khử nitrat do vi sinh tùy nghi dạng dị dưỡng. Nội

dung chính của ASM1 sẽ được trình bày tại phần tiếp theo.

10. 2. 1. Phương pháp trình bày mô hình.

Mô phỏng hoạt động một quá trình xảy ra trong hệ bùn hoạt tính cần phải

bao quát được phản ứng xảy ra trong hệ như oxy hóa chất hữu cơ, nitrat hóa và

khử nitrat với sự tham gia của nhiều thành phần tham gia phản ứng và các điều

kiện cần thiết để phản ứng xảy ra. Để dễ sử dụng về mặt toán học và thiết thực

cho dự báo quá trình, các phản ứng được lựa chọn cần có tính đại diện cho các

quá trình cơ bản xảy ra trong hệ. Một quá trình được sử dụng với ý nghĩa là

một sự kiện riêng biệt tác động đến một hoặc nhiều thành phần của hệ. Hơn

thế nữa, mô hình cũng cần định lượng được cả yếu tố động học (sự phụ thuộc

của nồng độ vào thời gian) cũng như yếu tố tỉ lượng (mối tương quan về lượng

giữa các cấu tử tham gia phản ứng) của từng quá trình.

Nhận dạng các quá trình chính xảy ra trong hệ, lựa chọn các mô hình động

học mô tả thích hợp và mối quan hệ về mặt tỉ lượng chính là nội dung của mô

hình toán học.

Lập trình và ký hiệu.

Khó khăn gặp phải khi thiết lập một mô hình toán học mô tả một hệ chứa

nhiều tương tác như trong hệ xử lý nước thải được khắc phục bằng cách mô tả

hệ thông qua một ma trận.

Ngoài khả năng mô tả, phương pháp ma trận còn cho phép rút ra được

nhiều thông tin bổ ích một cách tối đa.

Khi quan sát một hệ bùn hoạt tính đơn giản nhất: vi sinh vật dị dưỡng hoạt

động trong môi trường có oxy (hiếu khí), chúng sử dụng nguồn carbon hữu cơ

hòa tan để xây dựng tế bào để sinh sôi phát triển và sản xuất năng lượng để

duy trì hoạt động, sẽ nhận thấy trong hệ đó tồn tại đồng thời hai quá trình cơ

bản: tăng sinh khối do tế bào vi sinh phát triển và giảm sinh khối do phân hủy

nội sinh. Các sự kiện: tiêu hao oxy hòa tan, suy giảm chất hữu cơ trong nước

thải không được xem là các quá trình cơ bản, chúng chỉ là kết quả của quá

trình tăng sinh khối và phân hủy nội sinh trong mối tương quan về tỉ lượng của

hệ quan sát.

Mô hình đơn giản nhất mô tả hệ trên cần tới ba yếu tố (thành phần): nồng

độ sinh khối, nồng độ chất hữu cơ tan và nồng độ oxy hòa tan. Diễn biến của


~ 316 ~

Cân

bằn

g v

ật c

hất

Tính liên tục

ba yếu tố trên trong hai quá trình cơ bản được mô tả theo phương pháp ma trận

trong bảng 10. 1.

Bảng 10. 1. Động học và tương quan tỉ lượng của quá trình phát triển vi sinh

vật dị dưỡng [1, 4].

Yếu tố i

J Quá trình

i =1

XB

i =2

Ss

i =3

So

Tốc độ của quá

trình vi [Ml-3

. T-1

]

1. Phát triển 1

Y

1

Y

Y

1 B

ss

sm X

SK

S..

2. Phân hủy

nội sinh

- 1 - 1 kp. XB

Tốc độ quan

sát được

[M.l-3

. T-1]

i

iij

j

iji vrr Thông số động

học: Tốc độ

phát triển cực

đại m

Hằng số bán

bão hòa: Ks

Hằng số phân

hủy: kp

Thông số tỉ

lượng

Hiệu suất

sinh khối

thực Y.

Sinh khối

[M(COD).l-3]

Cơ chất

[M(COD).l-3]

Oxy

[M(COD).l-3]

Bước đầu tiên khi thành lập ma trận là cần xác định các yếu tố có liên quan

đến các quá trình xảy ra, cụ thể trong trường hợp trên là sinh khối XB, cơ chất

Ss và oxy hòa tan So. Các thành phần này được ghi ở dòng đầu theo ký hiệu,

tên và đơn vị trong cùng cột tương ứng ở phía hàng dưới cùng. Theo qui định

của IAWPRC (IAWQ) thì các thành phần không tan được ký hiệu là X, thành

phần tan được ký hiệu là S. Ký hiệu bên dưới xác định cụ thể đối tượng: B chỉ

sinh khối (biomass), s chỉ cơ chất (substrate), o chỉ oxy. Chỉ số i gán cho từng

thành phần, trong ví dụ trên i chỉ các giá trị 1, 2, 3 gán cho sinh khối, cơ chất

và oxy.

Bước thứ hai khi thành lập ma trận là xác định các quá trình sinh học xảy ra

trong hệ, cụ thể là các quá trình chuyển hóa và dịch chuyển tác động đến các


~ 317 ~

yếu tố ghi ở hàng đầu (i = 1, 2, 3). Trong ví dụ trên chỉ xảy ra có hai quá trình:

phát triển và phân hủy nội sinh của vi sinh vật. Hai quá trình trên được ghi ở

cột phía trái của ma trận. Chỉ số j được gán cho hai quá trình phát triển (j = 1, j

= 2).

Các quá trình động học tương ứng (phát triển, phân hủy) được mô tả qua

các phương trình được ghi ở cột cuối phía bên phải của ma trận. Tốc độ vj

tương ứng với quá trình j ghi ở cột bên trái.

Ví dụ sử dụng phương trình dạng Monod (xem 6. 1. 1) thì tốc độ phát triển

của vi sinh vật sẽ có dạng được ghi ở cột và hàng tương ứng.

Phương trình Monod trong ma trận cho biết tốc độ phát triển của vi sinh vật

tỉ lệ thuận với chính nồng độ của nó theo bậc một (v1), còn phương trình

Herbert mô tả quá trình phân hủy nội sinh cũng cho biết tốc độ phân hủy nội

sinh (v2 = kp. XB) cũng phụ thuộc tuyến tính vào nồng độ sinh khối XB. Các

thông số động học (m, Ks, kp) được định nghĩa, nằm ở phía góc phải dưới của

ma trận.

Các phần tử trong ma trận bao gồm cả các hệ số tỉ lượng ij, mô tả mối

tương quan về lượng giữa các thành phần tham gia trong từng quá trình cụ thể.

Ví dụ tăng sinh khối (+1) trên cơ sở tiêu hao cơ chất (-1/Y) và oxy [-(1-Y)/Y].

Sử dụng hệ số tỉ lượng ij sẽ đơn giản hơn nhiều khi mô tả với điều kiện là đơn

vị sử dụng cho các yếu tố có tính chất tương hợp. Cụ thể, tất cả nồng độ các

chất hữu cơ được tính theo COD và nồng độ oxy được gán cho COD có giá trị

âm. Trong ma trận dấu (+) chỉ quá trình sinh ra, dấu (-) chỉ quá trình mất đi.

Hệ số tỉ lượng được định nghĩa, ghi ở phía góc trái của ma trận.

Cân bằng vật chất.

Trong một hệ xử lý, nồng độ của một thành phần có thể bị tác động bởi

nhiều quá trình khác nhau. Phương pháp ma trận cho phép dễ dàng nhận ra

diễn biến của một thành phần nào đó và vì vậy giúp đỡ thành lập mối tương

quan về cân bằng vật chất. Điều đó có thể thấy bằng cách dịch chuyển từ trên

xuống dưới trong một cột, và vì vậy phía trái ma trận được lưu ý bởi dòng: cân

bằng chất.

Phương trình cơ bản để mô tả cân bằng chất trong một hệ có giới hạn:

Đầu vào - Đầu ra + phản ứng = Tích lũy (10-1)

Đầu vào, đầu ra của một hệ là các quá trình chuyển khối, phụ thuộc vào

dạng kỹ thuật phản ứng. Thành phần phản ứng của hệ, ri, chính là tổng của các


~ 318 ~

sản phẩm hình thành từ hệ số tỉ lượng ij với tốc độ hình thành vj đối với từ

yếu tố i.

j

jiji vr (10-2)

Ví dụ về các phản ứng hóa học trong hệ dưới góc độ cân bằng vật chất.

- Tốc độ hình thành sinh khối trong hệ chính là giá trị phát triển trừ đi giá trị bị

phân hủy:

BpB

ss

smX XkX

SK

Sr

B..

.

(10-3)

- Tốc độ tiêu hao cơ chất:

B

ss

smS X

SK

S

Yr

s..

1

(10-4)

- Tốc độ tiêu thụ oxy:

BpB

ss

smS XkX

SK

S

Y

Yr

o..

1

(10-5)

Để có thể tính cân bằng chất cho một thành phần trong một hệ xác định (ví

dụ hệ khuấy trộn đều), tốc độ chuyển hóa của từng thành phần được tổ hợp với

quá trình chuyển khối đối lưu xảy ra trong hệ. Chuyển khối do đối lưu không

được trình bày trong ma trận vì nó phụ thuộc vào cấu hình (kỹ thuật phản ứng)

của hệ xử lý.

Kiểm tra tính liên tục.

Từ ma trận có thể kiểm tra được tính liên tục của một quá trình bằng cách

dịch chuyển ngang (cùng dòng) của ma trận khi các đơn vị sử dụng là tương

hợp, khi đó tổng của các hệ số tỉ lượng bằng không. Ví dụ đối với quá trình

phân hủy nội sinh, oxy được xem là COD có giá trị âm (-), tức là hệ số của nó

sẽ được nhân với (-1), lượng COD hao hụt từ sinh khối do phân hủy nội sinh

sẽ cân bằng với lượng oxy bị hao hụt cho quá trình đó. Tương tự như vậy đối

với quá trình sinh trưởng: lượng COD mất đi từ dung dịch do vi sinh phát triển

trừ đi lượng tạo thành tế bào mới sẽ bằng lượng oxy sử dụng để tổng hợp tế

bào.

Ví dụ trên trình bày phương pháp mô hình hóa toán học quá trình (đơn giản

nhất) là quá trình xử lý chất hữu cơ theo kỹ thuật bùn hoạt tính.


~ 319 ~

10. 2. 2. Mô hình oxy hóa, nitrat hóa và khử nitrat.

10. 2. 2. 1. Đặc thù của quá trình, cách tiếp cận.

Phần trước đã trình bày phương pháp thiết lập mô hình xử lý nước thải

thông qua phương pháp ma trận cho trường hợp đơn giản nhất là oxy hóa chất

hữu cơ. Đối với một hệ xử lý đồng thời cả chất hữu cơ và nitơ thì ngoài quá

trình sinh trưởng và phân hủy của vi sinh vật dị dưỡng hiếu khí còn có mặt của

loại vi sinh tự dưỡng hiếu khí (oxy hóa amoni), loại tùy nghi thiếu khí (khử

nitrat), quá trình phân hủy nội sinh của vi sinh tự dưỡng, dị dưỡng, amoni hóa

(hình thành NH4+) từ các hợp chất hữu cơ tan, quá trình thủy phân chất hữu cơ

và hữu cơ có chứa nitơ từ các dạng không tan. Số lượng quá trình tham gia

trong hệ tăng lên 8 (j = 8). Các yếu tố tham gia vào quá trình trên không chỉ là

chất hữu cơ và oxy (i = 2) mà tăng lên đến 13 (i = 13). Kéo theo là các quá

trình động học tăng lên nhanh chóng (8) cùng với các thông số động học cho

từng quá trình (14). Qui mô của ma trận được mở rộng đáng kể.

Hệ bùn hoạt tính xử lý đồng thời chất hữu cơ và hợp chất nitơ có thời gian

lưu tế bào lớn nhằm đáp ứng điều kiện cho quá trình oxy hóa amoni, vì vậy

nồng độ chất hữu cơ sau xử lý thường là thấp đối với tất cả các hệ hoạt động

theo các kỹ thuật phản ứng khác nhau. Ngược lại, mật độ bùn hoạt tính và chất

oxy hóa (oxy, nitrat) đóng vai trò chất nhận điện tử có nồng độ rất khác nhau

trong các cấu hình phản ứng khác nhau. Do vậy việc cung cấp thỏa mãn nhu

cầu chất nhận điện tử phù hợp cả về mặt thời gian và không gian (vị trí) cho

các quá trình oxy hóa là yêu cầu cần thiết. Do vậy mô hình mô tả quá trình xử

lý (loại bỏ) chất hữu cơ cần phải thể hiện khía cạnh: loại bỏ chất hữu cơ phụ

thuộc vào mật độ sinh khối và nhu cầu của chất nhận điện tử, hơn là dự báo

nồng độ của cơ chất sau khi xử lý. Vì lý do đó, nội dung được quan tâm đầu

tiên khi xây dựng mô hình là tính toán được mật độ sinh khối khi lựa chọn các

mối quan hệ về tỉ lượng và đánh giá nhu cầu chất nhận điện tử trong khi xây

dựng các phương trình động học.

Khi thiết lập mô hình toán học, các nhà nghiên cứu phải dung hòa được hai

yếu tố: mô tả một số lượng hạn chế các quá trình xảy ra trong hệ (vì rất nhiều)

nhưng vẫn đại diện cho quá trình đó, phù hợp với nhận thức, hiểu biết và kinh

nghiệm đã thu được, mặt khác phương trình toán học từ mô hình cũng có thể

giải được với những phương tiện ở mức hợp lý. Khó khăn khi giải bài toán sẽ

tăng lên rất nhiều đối với một hệ bao gồm nhiều quá trình và nhiều mối tương


~ 320 ~

tác. Ngoài ra, các phương trình động học càng mô tả sát thực tế lại càng khó

giải, vì vậy người làm mô hình chỉ chọn những quá trình cơ bản (tối thiểu)

phản ánh đặc trưng chủ yếu của hệ và lựa chọn các phương trình động học có

thể giải được và lời giải của chúng có ích lợi trong ứng dụng thực tiễn. Trong

rất nhiều trường hợp các phương trình động học được đơn giản hóa đi rất

nhiều. Mặc dù đã bị đơn giản hóa đáng kể, các phương trình động học không

phản ánh được tốt các diễn biến cụ thể xảy ra trong hệ song vẫn có thể sử dụng

ở mức chấp nhận được nếu chúng tái hiện được kết quả của các sự kiện.

Khi xây dựng mô hình, các quá trình động học mô tả chúng được lựa chọn

mang tính đại diện và phương trình ở mức độ đơn giản nhất phù hợp với từng

quá trình.

Vẫn với mục đích đơn giản hóa và thực dụng, các nhà mô hình hóa sử dụng

phương pháp (hàm) đóng - mở (Switching functions), tức là một quá trình

(phương trình động học) sẽ hoạt động hay dừng lại khi thay đổi điều kiện môi

trường. Phương pháp trên hết sức cần thiết đối với các quá trình phụ thuộc vào

sự có mặt của các chất thu điện tử khác nhau. Ví dụ loại vi sinh vật tự dưỡng

(oxy hóa amoni) chỉ có thể hoạt động khi trong hệ có oxy (hiếu khí), tốc độ

phát triển của chúng sẽ giảm tới không khi nồng độ oxy cạn kiệt bất chấp sự

có mặt của các thành phần chất nhận điện tử khác như nitrat, nitrit, sunfat.

Hiện tượng trên được mô hình hóa theo phương pháp ―đóng - mở‖ thông qua

phương trình:

oo

o

SK

S

(10-6)

So là nồng độ oxy hòa tan, Ko là hằng số bán bão hòa.

Khi lựa chọn giá trị nhỏ cho Ko thì hàm số trên có giá trị xấp xỉ 1 (mở) đối

với một khoảng nồng độ oxy nào đó: quá trình xảy ra. Hàm trên sẽ tiến về giá

trị không (đóng) khi nồng độ oxy giảm về không: quá trình sẽ dừng lại. Về mặt

toán học, phương pháp trên cho phép mô hình hoạt động liên tục trong một

khoảng và dừng hẳn lại khi vượt ra ngoài khoảng đó.

Tương tự như vậy, đối với một quá trình chỉ xảy ra khi không có mặt oxy

(thiếu khí, yếm khí), hàm ―đóng - mở‖ có dạng:

oo

o

KS

K

(10-7)


~ 321 ~

Với mục tiêu của mô hình là tính toán mật độ sinh khối và nhu cầu của các

chất nhận điện tử khi giá trị của các thông số, ví dụ Ko trong phương trình (10-

6), (10-7), chứa trong hàm ―đóng - mở‖ sẽ ảnh hưởng đến kết quả tính toán. Vì

vậy giá trị của các thông số được lựa chọn chỉ mang tính chất thuận lợi về mặt

xử lý toán học chứ không phải là tính thích nghi với các qui luật tự nhiên và vì

thế cần cẩn thận khi lựa chọn sao cho mô hình được thiết lập không bị mất

mục tiêu thực tiễn.

10. 2. 2. 2. Khái niệm tổng quát.

Yếu tố dễ gây nhầm lẫn và trong chừng mực nhất định hạn chế sự phát triển

của lý thuyết bùn hoạt tính là phương pháp xác định nồng độ chất hữu cơ trong

nước thải. Ba giá trị tương ứng với phương pháp đo được chấp nhận và sử

dụng rộng rãi là nhu cầu oxy sinh hóa (BOD), nhu cầu oxy hóa học (COD) và

tổng lượng carbon hữu cơ (TOC - total organic carbon). Trong các chỉ số trên

thì COD thích hợp hơn cả [5, 6] vì bản thân nó có mối liên hệ trực tiếp giữa

đương lượng điện tử (cho) của chất hữu cơ, với oxy hoặc các chất nhận điện tử

khác (nitrit, nitrat, sunfat, xem 9. 2. 1) và sinh khối (sinh khối được tính theo

COD, xem 5. 2. 3). Vì vậy nồng độ chất hữu cơ, bao gồm cả sinh khối đều

được tính theo COD trong các mô hình.

Chất hữu cơ trong nước thải được phân loại theo các đặc trưng khác nhau,

trước hết dựa vào khả năng sinh hủy của chúng. Chất hữu cơ dạng không sinh

hủy là loại trơ, không có bất kỳ sự chuyển hóa nào gây ra bởi vi sinh vật vì vậy

giữ nguyên dạng trong quá trình xử lý bùn hoạt tính. Dạng hữu cơ không sinh

hủy bao gồm hai trạng thái vật lý: tan và không tan. Chất hữu cơ trơ, dạng tan

(phù hợp với ký hiệu Si) có cùng nồng độ ở đầu vào và ra khỏi hệ thống xử lý.

Chất hữu cơ dạng không tan (ký hiệu Xi) bị bắt giữ bởi sinh khối và thải ra

khỏi hệ thống theo bùn thải. Do tốc độ thải bùn thấp hơn tốc độ xâm nhập của

chất hữu cơ từ dòng vào nên chúng được tích lũy trong hệ xử lý.

Chất hữu cơ có khả năng sinh hủy cũng được phân loại theo hai thành phần:

phân hủy hoàn toàn (dễ) và phân hủy chậm. Khi sử dụng trong xây dựng mô

hình, thành phần sinh hủy hoàn toàn được qui cho là dạng tan, có ký hiệu

tương ứng là Ss còn loại sinh hủy chậm thì được qui cho là loại không tan với

ký hiệu là Xs. Qui ước trên chỉ là sự thuận lợi (gần đúng) khi xây dựng mô

hình, trong thực tế nhiều chất hữu cơ khó sinh hủy tồn tại ở dạng tan.


~ 322 ~

Tính chất dễ sinh hủy của chất hữu cơ thường đi liền với đặc trưng đơn giản

về cấu trúc phân tử nên vi sinh tự dưỡng có thể sử dụng trực tiếp để xây dựng

tế bào và sản xuất năng lượng. Năng lượng thu được từ chất hữu cơ một phần

được tích lũy dưới dạng nội năng trong sinh khối, phần khác bị tiêu thụ cho

tổng hợp tế bào. Điện tử (cho từ chất hữu cơ và nhận bởi các chất oxy hóa)

liên quan đến phần năng lượng tiêu thụ trên được dịch chuyển tới các chất thu

nhận điện tử ngoại sinh như oxy hoặc nitrat.

Ngược lại, đối với các chất sinh hủy chậm, thường là các chất hữu cơ có

cấu trúc phức tạp, trước khi được vi sinh vật hấp thu chúng cần phải được

chuyển hóa thành dạng dễ hấp thu trước ở bên ngoài tế bào (quá trình thủy

phân). Quá trình thủy phân được giả thiết là không cần sử dụng năng lượng do

quá trình trao đổi điện tử và vì vậy không cần tới sự có mặt của các chất nhận

điện tử.

Tốc độ thủy phân của các chất hữu cơ chậm sinh hủy thường là chậm hơn

so với tốc độ tiêu thụ cơ chất dễ sinh hủy, nên quá trình thủy phân sẽ trở thành

yếu tố quyết định cả quá trình phát triển của vi sinh vật nếu trong hệ chỉ tồn tại

dạng chất hữu cơ này.

Tốc độ thủy phân chất hữu cơ trong điều kiện hiếu khí nhanh hơn trong

điều kiện thiếu khí và chậm hẳn lại trong môi trường yếm khí.

Việc phân chia chất hữu cơ thành hai dạng nhằm mục đích đánh giá khả

năng tiêu thụ chất nhận điện tử trong hệ theo thời gian và không gian.

Trong một hệ xử lý hợp chất hữu cơ và nitơ chỉ tồn tại hai môi trường là

hiếu khí và thiếu khí (sẽ có thêm môi trường yếm khí nếu xử lý thêm

photpho), vì vậy loại vi sinh dị dưỡng (oxy hóa chất hữu cơ trong điều kiện

hiếu khí, khử nitrat trong môi trường thiếu khí) sẽ phát triển trên cơ sở tiêu hao

cơ chất trong môi trường hiếu khí và thiếu khí.

Sinh khối trong hệ suy giảm liên quan đến một loạt cơ chế: phân hủy nội

sinh, chết, ăn thịt lẫn nhau và phân hủy. Tất cả các quá trình trên trong khi xây

dựng mô hình đều được qui cho quá trình chuyển hóa sinh khối thành dạng

chất hữu cơ chậm sinh hủy, không tan với ký hiệu là Xp, trơ đối với các tác

động vi sinh tiếp theo. Quá trình làm giảm vi sinh vật có khả năng hoạt động

được qui về cho là quá trình phân hủy và giả thiết là tốc độ phân hủy không

phụ thuộc vào sự có mặt của các chất nhận điện tử, tuy vậy quá trình chuyển

hóa từ các chất chậm sinh hủy thành dạng có thể hấp thụ được (tạo ra sinh

khối mới) thì lại chịu ảnh hưởng của bản chất của chất nhận điện tử.


~ 323 ~

Hợp chất chứa nitơ trong nước thải cũng được phân loại theo hai đặc trưng:

sinh hủy và không sinh hủy. Mỗi loại lại được phân chia theo các tính chất

riêng.

Thành phần không sinh hủy liên quan mật thiết đến thành phần hữu cơ

(COD) dạng không tan, thành phần tan không sinh hủy có nồng độ nhỏ nên

không được xem xét đến trong mô hình. Thành phần hợp chất nitơ có khả năng

sinh hủy được phân loại thành amoniac (cả hai dạng NH4+ và NH3) với ký hiệu

là SNH, chất hữu cơ chứa nitơ tan, SND và chất hữu cơ chứa nitơ không tan,

XND.

Chất hữu cơ chứa nitơ dạng không tan bị thủy phân thành dạng tan xảy ra

đồng thời với quá trình thủy phân chất hữu cơ chậm sinh hủy.

Chất hữu cơ chứa nitơ dạng tan được chuyển hóa thành amoniac bởi vi sinh

vật dị dưỡng. Ammoniac hình thành đóng vai trò cung cấp nitơ (dinh dưỡng)

cho vi sinh vật (tự dưỡng, dị dưỡng, chủ yếu là loại dị dưỡng vì mật độ của

chúng lớn hơn) trong quá trình tổng hợp tế bào và cho quá trình sản xuất năng

lượng của vi sinh vật tự dưỡng (xem 8. 1). Trong quá trình oxy hóa amoniac

để sản xuất năng lượng, phản ứng xảy ra theo hai bậc kế tiếp nhau: tạo thành

nitrit và nitrat, tuy vậy trong mô hình chỉ được xem là một giai đoạn: trực tiếp

về nitrat khi oxy hóa với oxy. Nitrat hình thành là chất nhận điện tử cuối cùng

đối với vi sinh dị dưỡng trong môi trường thiếu khí để tạo thành khí nitơ. Sự

phân hủy tế bào của cả vi sinh tự dưỡng và dị dưỡng trong quá trình khử nitrat

và oxy hóa amoniac tạo ra các hợp chất chứa nitơ dạng không tan lại tham gia

các chu trình nêu trên.

Tỉ lệ vi sinh tự dưỡng và dị dưỡng trong tổng sinh khối rất khó đánh giá, vì

vậy không được đề cập đến khi xây dựng mô hình mà chỉ đòi hỏi sự có mặt

của chúng ở điều kiện cần có để thiết lập phương trình cân bằng chất.

10. 2. 2. 3. Các phần tử trong mô hình toán.

Các phần tử tham gia mô hình toán mô tả quá trình xử lý nước thải ASM1

được liệt kê trong dòng đầu (số thứ tự, ký hiệu) và dòng cuối của bảng 10. 2.

Chất hữu cơ tan trơ Si và chất hữu cơ trơ dạng không tan không có mặt

trong mô hình, tức là chúng không tham gia vào bất cứ quá trình nào xảy ra

trong hệ thống xử lý nước thải và vì vậy các cột tương ứng dành cho chúng

không chứa bất kỳ một hệ số tỉ lượng nào (không chứa các phần tử của ma


~ 324 ~

trận). Sự có mạt của chúng mang ý nghĩa là chúng có tác động đến hiệu quả

hoạt động của hệ xử lý: Chất hữu cơ trơ dạng tan đóng góp vào chất lượng

COD của nước thải sau xử lý, chất hữu cơ trơ dạng không tan là một phần của

sinh khối hữu hiệu, dễ bay hơi khi nung ở 550oC của bùn hoạt tính. Tất cả các

thành phần chất hữu cơ, kể cả loại không tan đều được định lượng qua đặc

trưng COD.

Dọc theo cột thứ hai (i = 2) cho thấy chất hữu cơ có khả năng sinh hủy, Ss,

bị tiêu hao cho các quá trình: tổng hợp vi sinh dị dưỡng trong điều kiện hiếu

khí, thiếu khí và được tạo ra bởi quá trình thủy phân hợp chất hữu cơ không

tan bị bắt giữ trong bùn hoạt tính (j = 7).

Cột thứ tư, i = 4 cho biết các chất hữu cơ chậm sinh hủy, Xs, bị mất đi do

quá trình thủy phân và được sinh ra bởi quá trình phân hủy của cả vi sinh dị

dưỡng lẫn tự dưỡng, nói cách khác là vi sinh


~ 337 ~

Bảng 10. 2. Ma trận mô tả quá trình oxy hóa chất hữu cơ, nitrat hóa và khử nitrat [1]

Thành phần i

j Quá trình

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 Tốc độ của quá trình

vi [M.L-3

. T-1

] Si Ss Xi Xs XBH XBA Xp So SNO SNH SND XND Salk

1 Hiếu khí, dị dưỡng

HY

1

1

H

H

Y

Y

1 -iXB

14

XBi

BH

oo

o

ss

smH X

SK

S

SK

S...

2 Thiếu khí, dị

dưỡng

HY

1

1

H

H

Y

Y

.86,2

1 -iXB

1486,2.14

1 XB

H

H i

Y

Y

BHg

NONO

NO

oOH

OH

ss

smH X

SK

S

SK

K

SK

S....

3 Hiếu khí, tự

dưỡng

1

A

A

Y

Y57,4

AY

1

A

XBY

i1

BA

ooA

o

NHNH

NHmA X

SK

S

SK

S...

4 Phân hủy dị dưỡng 1-fP -1 fP iXB-fp-iXp kpH. XBH

5 Phân hủy tự

dưỡng

1-fP -1 fP iXB-fp-iXp kpA. XBA

6 amoni hóa chất hữu

cơ tan chứa nitơ

1 -1 ka. SND. XBH

7 Thủy phân chất

hữu cơ không tan

1 -1

BH

NONO

NO

oOH

OHH

ooH

o

BHsx

BHsH

XSK

S

SK

K

SK

S

XXK

XXk

]...

.[)/(

/.


~ 338 ~

Ch

ất h

ữu c

ơ d

ễ si

nh

hủ

y [

M(C

OD

). L

-3]

Ch

ất h

ữu c

ơ ch

ậm p

hân

hủy

[M

(CO

D).

L-3

]

Ch

ất h

ữu c

ơ tr

ơ d

ang

tan

[M

(CO

D).

L-3

]

Sin

h k

hối

dị

dư

ỡn

g h

ữu

hiệ

u[M

(CO

D).

L-3

]

Sin

h k

hối

tự d

ưỡ

ng

hư

u h

iệu

[M

(CO

D).

L-3

]

Sản

ph

ẩm k

hôn

g t

an t

ừ p

hân

hủy

vi

sin

h [

M(C

OD

). L

-3]

Oxy h

òa

tan (

CO

D g

iá t

rị â

m)

[M(-

CO

D).

L-3

]

Nit

ơ t

rong n

itri

t, n

itra

t [M

(N).

L-3

]

Nit

ơ t

rong a

mo

ni,

am

onia

c [M

(N).

L-3

]

Hợ

p c

hất

hữ

u c

ơ t

an c

hứ

a nit

ơ [

M(N

). L

-3]

Độ

kiề

m t

ính t

heo

nồ

ng

độ

mo

l

8 Thủy phân chất

hữu cơ chứa nitơ

dạng không tan

1 -1 SNDBH XX /.

Tổng tốc độ chuyển

hóa [M. L-3. T-1]

j

jiji vr .

Thành phần 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13


~ 339 ~

Ch

ất h

ữu

cơ

tr

ơ d

ang t

an [

M(C

OD

). L

-3]

Thông số tỉ

lượng:

Hiệu suất sinh

khối

dị dưỡng: YH

tự dưỡng: YA

Tỉ lệ sinh khối

tạo sản phẩm

không tan: fp.

Tỉ lệ khối lượng

N/COD trong

sinh khối: iXB.

Tỉ lệ khối lượng

N/COD trong sản

phẩm phân hủy

từ sinh khối iXp

Thông số động học:

-Sinh trưởng và phân hủy

vi sinh dị dưỡng:

mH, KS, KOH, KNO, kpH

-Sinh trưởng và phân hủy

vi sinh tự dưỡng:

mA, KNH, KOA, kpA

Hệ số hiệu chỉnh vi sinh

tùy nghi: g

- amoni hóa: ka

- thủy phân: kH, H

- thủy phân hợp chất hữu

cơ chứa nitơ dạng không

tan: HN


~ 340 ~


~ 339 ~

vật đã chuyển từ dạng sống sang dạng chất hữu cơ không tan khó

sinh hủy.

Cột 5 và 6 mô tả diễn biến sinh khối trong hệ với ký hiệu XBH đặc

trưng cho sinh khối dị dưỡng (heterotrophic) và XBA đặc trưng cho

sinh khối tự dưỡng (autotrophic). Dọc theo cột i = 5 cho thấy vi sinh

dị dưỡng được hình thành trong quá trình hiếu khí (j = 1), thiếu khí (j

= 2) và mất đị do quá trình phân hủy (j = 4). Trong khi đó, vi sinh tự

dưỡng (i = 6) chỉ phát triển trong môi trường hiếu khí (j = 3) và mất

đi do phân hủy (j = 5).

Cột thứ 7, i = 7, mô tả sản phẩm hữu cơ dạng không tan, Xp, hình

thành từ quá trình phân hủy vi sinh. Phù hợp với quá trình động học

và tương quan tỉ lệ được giả thiết, thành phần này được hình thành từ

quá trình phân hủy của vi sinh dị dưỡng (j = 4) và tự dưỡng (j = 5),

không bị suy giảm bởi phân hủy vi sinh. Trong thực tế, thành phần

này cũng có thể bị chuyển hóa bởi vi sinh vật, tuy vậy với tốc độ

chậm nên có thể cho rằng nó thuộc dạng trơ so với thời gian lưu tễ

bào thông dụng trong các hệ thống xử lý nước thải. Sự có mặt của

thành phần này khi tham gia mô hình là để chỉ hiện tượng: không

phải tất cả sinh khối (lượng bùn hữu hiệu, VSS) đều có hoạt tính sinh

học. Nồng độ chất rắn hữu hiệu (bay hơi, VSS) thể hiện qua giá trị

COD trong bùn hoạt tính là tổng của năm thành phần hữu cơ không

tan: Xs (i = 4), XBH (i = 5), XBA (i = 6), Xp (i = 7) và Xi (i = 3).

Cột thứ 8 (i = 8) chứa thông tin về oxy hòa tan, với ký hiệu là So.

Oxy bị tiêu thụ bởi hai quá trình hiếu khí tự dưỡng và dị dưỡng (j =

1, 3), nó không hề được sinh ra bởi bất cứ quá trình nào. Để có thể

mô phỏng về sự biến động nồng độ oxy cần phải sử dụng tới các

phương trình toán học mô tả quá trình chuyển khối của nó trong tính

toán cân bằng chất, cột i = 8 không chứa yếu tố trên, tuy vậy nó đáp

ứng được tính toán nhu cầu oxy cần phỉ cấp cho quá trình sinh học.

Dọc theo cột là các quá trình có sử dụng oxy liên quan đến quá trình


~ 340 ~

vi sinh dị dưỡng (i = 1) và tự dưỡng (i = 3), không có mối liên hệ với

quá trình phân hủy vi sinh. Điều này khác với nhân thức truyền

thống: quá trình phân hủy vi sinh tạo ra các sản phẩm có khả năng

sinh hủy chậm, chuyển hóa thành dạng tan và tham gia lại vào chu

trình chuyển hóa sinh học, tạo ra tế bào mới, tức là oxy được sử dụng

trực tiếp cho quá trình tổng hợp tế bào từ nguồn cơ chất có nguồn

gốc từ phân hủy nội sinh. Sự hao hụt sinh khối thực sự do phân hủy

được qui về cho hiệu suất sinh khối thực (sinh ra trừ lượng phân

hủy), vì vậy nó đã bao hàm yếu tố trên. Giá trị 4,57 trong hệ số tỉ

lượng (j = 3) là hệ số sử dụng oxy của vi sinh tự dưỡng khi oxy hóa

một đơn vị nitơ trong amoniac thành nitrat.

Chất nhận điện tử khác có mặt trong mô hình là nitrat, SNO, là sản

phẩm của hoạt động vi sinh hiếu khí tự dưỡng và bị tiêu hao bởi loại

vi sinh tự dưỡng tùy nghi (thiếu khí). Sự diễn biến của SNO được thể

hiện trong cột i = 9. Mặc dù nitrit là sản phẩm trung gian của quá

trình oxy hóa amoni thành nitrat, nhưng để đơn giản hóa nó không có

mặt trong mô hình. Hệ số 2,86 trong quan hệ tỉ lượng trong xử lý

thiếu khí chính là hệ số tương đương với oxy của nitrat tính theo

đương lượng điện tử [phương trình (9-9), (9-10)] để duy trì tính đồng

nhất về đơn vị sử dụng. Quá trình khử nitrat với chất hữu cơ từ phân

hủy nội sinh xảy ra trong môi trường thiếu khí, tuy vậy nó không

được đề cập đến trong mô hình mà được coi là tham gia trong chu

trình của vi sinh.

Cột i = 10 chứa các thông tin về amoniac, SNH, là tổng của hai

dạng phân li (NH4+) và trung hòa (NH3), nhưng thật ra trong vùng

gần trung hòa chỉ tồn tại dạng phân li: amoni. Dọc theo cột i = 10 cho

thấy amoni được hình thành từ quá trình amoni hóa các chất hữu cơ

chứa nitơ ở dạng tan (j = 6) và bị tiêu hao bởi quá trình vi sinh tự

dưỡng hiếu khí (j = 3), hiếu khí dị dưỡng (j = 1) và dị dưỡng tùy nghi

(j = 2). Nguồn tiêu thụ amoni lớn nhất là quá trình sản xuất năng


~ 341 ~

lượng của vi sinh hiếu khí tự dưỡng (- 1/YA) và một phần tham gia

vào xây dựng tế bào - iXB của vi sinh dị dưỡng và tự dưỡng.

Cột i = 11 chứa đựng các thông tin về chất hữu cơ chứa nitơ dạng

tan, SND, được hình thành từ quá trình thủy phân chất hữu cơ không

tan chứa nitơ (j = 8) và chuyển thành amoni qua quá trình amon hóa

(j = 6).

Hợp chất hữu cơ chứa nitơ dạng không tan (i = 12) được kí hiệu là

XND, chúng được tạo thành từ các quá trình phân hủy vi sinh tự

dưỡng, dị dưỡng (j = 4, 5), iXB, trừ đi thành phần trơ không tan fpXip

và bị mất đi do quá trình thủy phân (j = 8). Mặc dù cùng là dạng

không tan nhưng thành phần XND không được tính vào chất rắn bay

hơi trong bùn hoạt tính vì chính nó là sản phẩm sinh ra sau từ bùn

hoạt tính, tức là trong bùn hoạt tính đã chứa nó.

Ba dạng hữu cơ chứa nitơ khác cũng tồn tại trong hệ thống xử lý:

thành phần nitơ trong tế bào của sinh khối XNB, trong các sản phẩm

không tan, XNP, và trong chất hữu cơ trơ dạng không tan, XNi.

Nồng độ nitơ trong các hợp chất trên có thể tính được bằng cách

lấy nồng độ của các dạng trên nhân với một hệ số nào đó, XB. iXB,

Xp.iXp, Xi. iXi. Ví dụ hàm lượng nitơ trong sinh khối chiếm 12% [xem

phần 9. 3. 1, phương trình (9-20)]. Các thành phần trên không xuất

hiện trong ma trận là do khi xảy ra quá trình khử nitrat xuất hiện khí

nitơ cũng không có mặt trong ma trận, theo dõi tính liên tục của quá

trình không thể thực hiện, vì vậy sự có mặt của chúng là không cần

thiết. Tuy vậy, nếu muốn đánh giá khả năng lắng của bùn trong bể

lắng thứ cấp do ảnh hưởng của nitơ tạo thành thì mô hình có thể ghép

thêm quá trình hình thành khí nitơ, khi đó ba thành phần chứa nitơ

trên sẽ có mặt trong mô hình.

Mười hai thành phần (i = 12) nêu trên là số lượng tối thiểu dể xây

dựng mô hình xử lý bùn hoạt tính nhằm xử lý hợp chất hữu cơ, nitrat

hóa và khử nitrat. Mô hình vì vậy sẽ bao gồm 12 phương trình thăng


~ 342 ~

bằng chất. Tất nhiên nếu hạn chế mục tiêu (ví dụ bỏ quá trình khử

nitrat) thì hệ phương trình mô tả sẽ giảm theo.

Cột i = 13 xem xét diễn biến của độ kiềm. Sự có mặt của yếu tố

kiềm trong mô hình không phải là thiết yếu, tuy vậy nó cung cấp

thông tin về pH của môi trường phản ứng, vì ngoài chức năng cung

cấp nguồn carbon để xây dựng tế bào cho vi sinh tự dưỡng, độ kiềm

còn đóng vai trò chất đệm cho hệ, tức là kìm hãm mức độ tăng hoặc

giảm pH khi có mặt của kiềm. pH là yếu tố khá nhạy cảm với sự phát

triển, ức chế đối với nhiều loại vi sinh vật (xem 8. 2, 8. 3).

Tất nhiên, danh mục các thành phần tham gia và các quá trình xảy

ra có thể được mở rộng để mô tả chi tiết hơn cho một hệ xử lý nước

thải.

Ví dụ số thành phần tham gia quá trình là 17 (i = 17) và số lượng

quá trình xảy ra trong hệ cũng là 17 (j = 17), số phương trình động

học và tỉ lượng vì vậy cũng tăng lên theo [4]. Tuy vậy phương pháp

mô tả bằng ma trận có hình ảnh tương tự.

10. 2. 2. 4. Các quá trình trong mô hình.

Các quá trình cơ sở được ghi ở cột đầu bên trái của ma trận (bảng

10. 1, 10. 2), tốc độ của các quá trình đó được ghi ở cột cuối bên

phải. Các quá trình nền tảng mô tả trong mô hình gồm: sinh trưởng

và phân hủy của vi sinh vật, amoni hóa của hợp chất hữu cơ chứa

nitơ và thủy phân các hợp chất hữu cơ không tan bị bắt giữ trong sinh

khối.Để tiện lợi cho mô hình hóa, các chất hữu cơ dễ sinh hủy được

xem là nguồn cơ chất duy nhất cho quá trình tổng hợp tế bào của vi

sinh dị dưỡng. Chất hữu cơ chậm sinh hủy được tách loại khỏi nước

được xem là tức thời do bị cuốn giữ vào sinh khối và từ đó sinh ra

các chất dễ sinh hủy do các phản ứng khác nhau, các phản ứng hóa

học tạo ra sản phẩm dễ sinh hủy từ loại chậm sinh hủy được gọi


~ 343 ~

chung là phản ứng thủy phân trong khi xây dựng mô hình mặc dầu

trong thực tế quá trình xảy ra rất phức tạp. Sự có mặt của chúng trong

mô hình nhằm mô tả hiện tượng sử dụng oxy ―trễ‖ (chậm) của vi sinh

vật phát triển nhờ vào nguồn cơ chất này.

Quá trình phân hủy vi sinh xảy ra do nhiều cơ chế khác nhau và

được qui cho là sự chuyển hóa vi sinh hữu hiệu (có khả năng hoạt

động) thành dạng sản phẩm trơ, không tan, tiếp tục tham gia vào chu

trình thủy phân, phát triển sinh khối. Giả thiết trên cho phép dễ dàng

hơn trong việc xây dựng các biểu thức toán học mô tả sự phân hủy vi

sinh dưới các điều kiện môi trường biến động trong hệ xử lý có cùng

chung hệ bùn hoạt tính.

Trước hết sẽ quan sát quá trình phát triển của vi sinh hiếu khí dị

dưỡng (j = 1) dọc theo hàng 1 trong bảng 10. 2. Vi sinh hiếu khí dị

dưỡng phát triển trên cơ sở tiêu hao cơ chất tan Ss (i = 2) và tạo ra

sinh khối XBH (i = 5). Khi phát triển chúng cần tới oxy hòa tan, So

(i = 8). Vì nồng độ của cả sinh khối lẫn cơ chất tan đều tính theo

COD và oxy tính theo giá trị âm (-) của COD nên đặc trưng về tính

liên tục đòi hỏi: lượng oxy cần thiết phải bằng lượng COD thực được

tách ra khỏi hệ thống xử lý (COD thực là hiệu số của COD của cơ

chất tan Ss trừ đi COD tạo ra sinh khối).

Ammoniac được tách ra khỏi nước để tổng hợp tế bào vi sinh hiếu

khí dị dưỡng. Quá trình động học phát triển vi sinh hiếu khí dị dưỡng

được giả thiết là phụ thuộc đồng thời vào hai yếu tố là cơ chất và oxy

hòa tan (dạng động học Monod). Vai trò của oxy trong mô hình trước

hết ở tác dụng ―đóng - mở‖ của nó. Quá trình sẽ dừng lại nếu nồng

độ oxy thấp và vì vậy giá trị KOH nhỏ. Mức độ loại bỏ cơ chất dễ sinh

hủy phụ thuộc tuyến tính vào tốc độ phát triển của vi sinh vật, hoàn

toàn không đưa hiện tượng tích lũy chất hữu cơ trong cơ thể của vi

sinh vào mô hình, mặc dù hiện tượng loại bỏ chất hữu cơ không liên

quan trực tiếp tới sự phát triển của vi sinh được ghi nhận rộng rãi.


~ 344 ~

Hiện tượng trên được quan sát chung với quá trình các chất hữu cơ bị

cuốn giữ bởi sinh khối.

Dòng hai mô tả diễn biến của quá trình phát triển vi sinh dị dưỡng

trong điều kiện thiếu khí, chúng sử dụng nitrat làm chất nhận điện tử

để sản xuất năng lượng. Giống với loại vi sinh hiếu khí dị dưỡng,

sinh khối phát triển trên cơ sở tiêu hao cơ chất dễ sinh hủy, Ss. Nitrat

được sử dụng và mức độ tiêu hao tỉ lệ thuận với lượng hữu cơ bị mất

đi và lượng tăng sinh khối. Amoniac được vi sinh vật hấp thụ để tổng

hợp tế bào. Phương trình mô tả tốc độ sinh trưởng của vi sinh có

dạng tương tự như đối với loại vi sinh hiếu khí dị dưỡng nhưng với

tốc độ nhỏ hơn là do giá trị mH nhỏ hơn dưới điều kiện thiếu khí

hoặc chỉ có một phần trong tổng sinh khối có khả năng hấp thu nitrat

để sản xuất năng lượng. Hai nguyên nhân trên rất khó nhận biết một

cách riêng rẽ, vì vậy trong mô hình đưa thêm hệ số hiệu chỉnh g vào

phương trình động học, đó là thông số kinh nghiệm và có giá trị luôn

nhỏ hơn 1 (g < 1). Tốc độ phát triển của vi sinh tùy nghi phụ thuộc

vào nồng độ nitrat cũng giống như oxy trong trường hợp của vi sinh

hiếu khí dị dưỡng và bị ức chế bởi sự có mặt của oxy hòa tan được

thể hiện qua biểu thức KOH/(KOH + So). Hệ số KOH có cùng giá trị

như trong trường hợp của vi sinh hiếu khí dị dưỡng, tức là có tác

động ngược chiều: loại này tăng thì loại kia giảm. Biểu thức trên

đóng vai trò của hàm ―đóng - mở‖.

Dòng thứ ba trình bày diễn biến quá trình phát triển của vi sinh vật

tự dưỡng. Ammoniac được sử dụng để sản xuất năng lượng và xây

dựng tế bào của vi sinh Nitrifier và sản phẩm tạo ra là nitrat. Lượng

amoniac dùng để xây dựng tế bào (iXB) nhỏ hơn so với lượng để sản

xuất năng lượng (1/YA) (cột 10). Lượng oxy sử dụng tỷ lệ thuận với

lượng amoniac được oxy hóa. Phương trình động học mô tả có dạng

Monod kép, cả hai yếu tố là oxy và amoniac đều là yếu tố kìm hãm


~ 345 ~

sự phát triển của vi sinh tự dưỡng, trong đó biểu thức chứa oxy đảm

nhận vai trò của hàm ―đóng - mở‖.

Cả hai giá trị KNH và KOA đều nhỏ. Mặc dù tốc độ phát triển của vi

sinh tự dưỡng phụ thuộc vào pH [xem 8. 1, phương trình (8-8), (8-

9)], nhưng mô hình không bao quát được yếu tố này mà được kiểm

soát thông qua độ kiềm.

Hiệu suất sinh khối thực (quan sát được) giảm khi thời gian lưu tế

bào tăng do nhiều nguyên nhân: phân hủy nội sinh, phân hủy, ăn thịt

lẫn nhau. Mặc dù có nhiều cách thể hiện trong mô hình, nhưng thông

dụng hơn cả là qui về phương trình mô tả tốc độ có dạng bậc 1 theo

nồng độ của vi sinh, sự hao hụt của sinh khối do phân hủy tính theo

COD tương ứng với lượng oxy bị tiêu hao như mô tả trong bảng 10.

1. Sử dụng yếu tố oxy để mô tả quá trình phân hủy vi sinh là giải

pháp tốt đối với hệ chỉ oxy hóa chất hữu cơ và amoniac, còn nếu hệ

chứa cả nitrat với tư cách là chất oxy hóa thì sẽ nảy sinh thêm nhiều

vấn đề nan giải: trong môi trường thiếu khí vi sinh vât các loại hoặc

ít nhất là loại Denitrifier cũng bị phân hủy hoặc trong môi trường

yếm khí thì vi sinh Denitrifier có bị phân hủy hay không?

Nhiều nghiên cứu cho thấy, cơ chế phân hủy vi sinh là do quá

trình lên men và vì vậy không xảy ra hiện tượng hao hụt COD (xem

5. 2. 2). Vì vậy, nếu ghép quá trình phân hủy vi sinh với sử dụng chất

nhận điện tử thì phải thêm vào mô hình ít nhất 4 hàm số ―đóng -

mở‖: phân hủy vi sinh hiếu khí dị dưỡng trong môi trường hiếu khí,

vi sinh tùy nghi Denitrifier trong môi trường thiếu khí, phân hủy vi

sinh dị dưỡng dưới điều kiện thiếu khí của vi sinh không có khả năng

khử nitrat và phân hủy trong điều kiện yếm khí.

Khi đó hệ phương trình mô tả sẽ trở nên rất phức tạp và hiện có

rất ít thông tin cơ bản về các quá trình đó.

Trong mô hình, phương pháp sử dụng để mô tả quá trình phân hủy

vi sinh được trình bày trên hàng 4 (j = 4) trong bảng 10. 2 dựa trên


~ 346 ~

khái niệm sinh ra - chết đi của vi sinh vật. Phương trình động học mô

tả có dạng bậc 1 theo nồng độ vi sinh dị dưỡng. Hệ số phân hủy kpH,

kpA khác cả về mặt khái niệm lẫn giá trị so với hằng số phân hủy nội

sinh kp sử dụng trong các chương trước đây. Trong mô hình, quá

trình phân hủy được kết hợp với sự hình thành các sản phẩm không

tan và chậm sinh hủy, không gây ra sự hao hụt COD, không có sự

tham gia của các thành phần nhận điện tử và vì vậy xảy ra mà không

phụ thuộc vào điều kiện yếm khí, thiếu khí hay hiếu khí của môi

trường, tức là kpH, kpA không phụ thuộc vào dạng và nồng độ của các

chất thu nhận điện tử.

Các chất chậm sinh hủy hình thành bị thủy phân sau đó, diễn biến

quá trinh thủy phân được trình bày trong hàng 7. Sản phẩm của quá

trình thủy phân là các chất hữu cơ có cấu trúc đơn giản, dễ sinh hủy.

Trong môi trường hiếu khí, các chất hữu cơ dễ sinh hủy vừa tạo ra

được vi sinh vật sử dụng cùng với oxy để tổng hợp nên tế bào mới.

Trong điều kiện thiếu khí, chất hữu cơ được vi sinh vật Denitrifier sử

dụng để khử nitrat. Trong môi trường không có oxy và nitrat (yếm

khí) thì các chất hữu cơ tham gia các phản ứng lên men.

Do tính chất quay vòng hoặc tái sử dụng, hệ số phân hủy trong mô

hình có giá trị khác với các giá trị sử dụng ở các phần trước. Thông

dụng thì khi phân hủy một đơn vị COD của tế bào sẽ kéo theo sự tiêu

thụ của một đơn vị oxy trừ đi lượng COD của chất rắn trơ hình thành.

Trong mô hình thì khi phân hủy một đơn vị COD của tế bào sẽ sinh

ra một đơn vị COD của hợp chất dễ sinh hủy trừ đi lượng COD của

chất rắn trơ được tạo thành. Trong trường hợp chất dễ sinh hủy được

sử dụng để tổng hợp tế bào thì chỉ cần một phần đơn vị oxy bị tiêu

thụ mà thôi. Tế bào mới hình thành lại tham gia vào quá trình phân

hủy tiếp theo trước khi cả một đơn vị oxy được tiêu thụ hết. Vì lý do

đó, để tiêu thụ hết một đơn vị oxy trong một đơn vị thời gian cho quá

trình phần hủy, hệ số phân hủy phải có giá trị lớn hơn, đồng nghĩa


~ 347 ~

với tốc độ quay vòng cao, tốc độ phát triển của vi sinh lớn với cùng

thời gian lưu tế bào.

Phương pháp mô tả như trên mang tính thực dụng nhiều hơn là

phản ánh cơ chế diễn biến của quá trình phân hủy để tránh được sự

phiền toái thêm khi xuất hiện yếu tố các chất nhận điện tử trong hệ.

Quá trình phân hủy vi sinh tự dưỡng cũng được mô tả như đối với

loại dị dưỡng (dòng 5). Sự khác biệt giữa hai loại vi sinh trên trong

trường hợp mật độ vi sinh tự dưỡng cao là do chúng ăn thịt lẫn nhau

và tự phân hủy, sản phẩm phân hủy lại chủ yếu được vi sinh dị

dưỡng sử dụng để tổng hợp tế bào và vì vậy giá trị của kpA sẽ nhỏ

hơn kpH.

Trong quá trình phân hủy vi sinh vật sẽ tạo ra amoniac, amoniac

tạo thành lại tham gia vào chu trình tổng hợp tế bào vi sinh. Quá

trình chuyển hóa từ sinh khối thành các chất hữu cơ chậm sinh hủy

và tiếp theo thành các chất dễ sinh hủy xảy ra đồng thời với quá trình

hình thành amoniac từ các hợp chất hữu cơ chứa nitơ. Phản ứng hình

thành amoniac trên có cùng cơ chế như trong trường hợp của hợp

chất hữu cơ tan được mô tả ở dòng 6 của bảng 10. 2. Phương trình

động học mô tả có dạng bậc 1 mang tính chất kinh nghiệm và đạt

được mức độ có thể chấp nhận nếu được liên kết với quá trình thủy

phân các hợp chất không tan chứa nitơ bị bắt giữ trong sinh khối.

Dòng 7 và 8 mô tả quá trình thủy phân các chất hữu cơ có và

không chứa nitơ dạng chậm sinh hủy. Các quá trình này rất quan

trọng đối với tính thiết thực của mô hình bùn hoạt tính vì nó là tín

hiệu ban đầu của sự tiêu hao các chất nhận điện tử theo thời gian và

vị trí trong hệ xử lý. Vì vai trò quan trọng của quá trình thủy phân

trên, nhóm nghiên cứu mô hình đã tập trung khá nhiều công sức để

có được nhiều thông tin hơn về bản chất của quá trình [5, 6, 7, 8]. Có

nhiều bằng chứng cho thấy, tốc độ thủy phân phụ thuộc vào mật độvi

sinh và nồng độ chất hữu cơ không tan nằm trong sinh khối nhưng rất


~ 348 ~

nhiều yếu tố tác động đến quá trình này chưa được làm sáng tỏ. Từ

mô tả ở dòng 7 cho thấy quá trình thủy phân sẽ dừng lại khi hệ không

có mặt của oxy hay nitrat. Chất hữu cơ không tan chứa nitơ được giả

thiết là phân bố đều trong chất hữu cơ không tan, vì vậy tốc độ thủy

phân của chúng tỉ lệ thuận với tốc độ thủy phân chất hữu cơ dạng

không tan.

10. 2. 2. 5. Đánh giá và xác định thông số đặc trưng của nước thải.

Mục đích khi xây dựng mô hình là để thiết kế và vận hành một hệ

thống xử lý nước thải, vì vậy các thông số được sử dụng cần phải có

tính chất đại diện cho nguồn nước thải cần xử lý và cần xác định

nồng độ của chúng. Từ bảng 10. 2 cho thấy, số lượng thông số sử

dụng là 13, trừ thông số Xp (i = 7), 12 thông số còn lại đều là các đặc

trưng liên quan đến dòng đầu vào. Trong bảng 10. 2 còn chứa 19

thông số, trong đó 14 thông số đặc trưng quá trình động học, 5 thông

số khác là các hệ số tỉ lượng. Đánh giá các thông số đặc trưng của

nguồn thải và các thông số quá trình (tỉ lượng, động học) là một

trong những bước cần thiết khi xây dựng và sử dụng mô hình.

Đặc trưng nước thải và xác định mối quan hệ tỉ lượng.

Yêu cầu quan trọng đối với mô hình xử lý nước thải là phải tiên

đoán được sự thay đổi của các chất nhận điện tử theo thời gian,

không gian và nhu cầu của chúng đối với hệ xử lý. Lý do là các hợp

chất hữu cơ (cho điện tử) nằm ở hai dạng: dễ và chậm sinh hủy. Về

phương diện vận hành hệ thống thì không nhất thiết phải phân chia

theo đặc trưng lý tính của nó, ví dụ dạng tan hoặc không tan. Đánh

giá đặc trưng của nước thải, vì vậy cần được tiến hành theo một

phương thức nào đó để đảm bảo được cho mô hình có thể tiên đoán


~ 349 ~

về nhu cầu sử dụng chất nhận điện tử, tức là thành phần chất hữu cơ

dễ sinh hủy.

Yêu cầu quan trọng khác khi thiết kế hệ xử lý là khả năng tiên

đoán sự phát triển của sinh khối vì nó là yếu tố liên quan trực tiếp

đến đơn vị công nghệ xử lý bùn thải dư. Cả hai yêu cầu trên có thể dễ

dàng đáp ứng đối với một hệ xử lý đang ở trạng thái hoạt động ổn

định thông qua thí nghiệm đối với một loại nước thải cụ thể và từ số

liệu đó đánh giá các hệ số tỉ lượng.

Tổng COD có mặt trong nước thải sau lắng sơ cấp (đầu vào) bao

gồm:

TCOD = Ss1 + Xs1 + Xi1 + Si1 (10-8)

Ss1: chất hữu cơ dễ sinh hủy.

Xs1: chất hữu cơ dạng chậm sinh hủy.

Xi1: chất hữu cơ trơ dạng không tan.

Si1: chất hữu cơ trơ dạng tan.

TCOD: tổng COD của nước thải đầu vào sau lắng sơ cấp.

Thành phần chất hữu cơ trơ dạng tan Si có thể dễ dàng xác định từ

các thí nghiệm dạng mẻ qui mô nhỏ: theo dõi thí nghiệm xử lý hiếu

khí với thời gian lưu tế bào lớn hơn 10 ngày; xác định COD của thí

nghiệm theo thời gian, lượng COD dư sau thí nghiệm chính là Si. Thí

nghiệm trên cũng đồng thời cho phép xác định thành phần chất hữu

cơ dễ sinh hủy - là nồng độ COD giảm trong quá trình xử lý, COD.

Hiệu suất sinh khối YH cũng được xác định từ thí nghiệm trên. Thí

nghiệm được tiến hành theo các bước: trước khi tiến hành xử lý vi

sinh, nước thải cần được lắng và lọc để loại bỏ các thành phần không

tan. Sử dụng loại vi sinh vật đã thích nghi với môi trường nước thải

để xử lý nước đã qua lọc với mật độ vi sinh thấp. Lấy mẫu từ bể xử

lý theo chu kỳ thời gian để xác định nồng độ vi sinh và COD để tính

hiệu suất sinh khối:


~ 350 ~

COD (sinh khối) = COD (ban đầu) - COD dư (tan) (10-9)

(tan)

)(sinh

COD

khôiCODYH

(10-10)

Thí nghiệm cần được lặp lại nhiều lần để thu nhận kết quả đại

diện. Sau khi có giá trị YH và Ss có thể xác định tốc độ tiêu thụ oxy

(oxygen utilization rate, OUR) bằng cách thực hiện phản ứng trong

một bể khuấy trộn đều với thời gian lưu tế bào khoảng 2 ngày theo

chu trình cấp và dừng cùng khoảng thời gian (cấp dòng vào 12 giờ,

và dừng cấp 12 giờ). Trong thời gian cấp nước thải liên tục 12 giờ

mức độ tiêu thụ oxy sẽ trở nên ổn định sau một thời gian nhất định

(ví dụ sau 4 giờ). Khi dừng cấp nước, nhu cầu về oxy giảm đột ngột

do các chất hữu cơ dễ sinh hủy đã được tiêu thụ, nhưng mức độ tiêu

thụ oxy không giảm đến giá trị không do các chất chậm sinh hủy vẫn

còn được tích lũy trong hệ tiếp tục bị phân hủy. Mức độ suy giảm đột

ngột tốc độ tiêu thụ oxy chỉ liên quan trực tiếp tới thành phần hữu cơ

dễ phân hủy (hình 10. 1).


~ 351 ~

Hình 10. 1. Xác định nồng độ COD dễ sinh hủy trong thiết bị khuấy

trộn đều.

Trên cơ sở mức suy giảm tốc độ tiêu thụ oxy, OUR, có thể xác

định nồng độ chất hữu cơ dễ sinh hủy:

)1.( H

sYQ

VOURS

(10-11)

OUR là mức suy giảm tốc độ tiêu thụ oxy khi dừng sục khí.

V: Thể tích bể phản ứng. Q: Tốc độ dòng nước thải đầu vào trước

khi ngừng cấp khí.

Sau khi đã xác định được tổng COD, COD dễ sinh hủy thì hiệu số

của hai loại COD kể trên sẽ là loại hữu cơ không tan hoặc loại chậm

sinh hủy. Dạng chất hữu cơ không tan được sử dụng khi tính toán thể

tích bể hiếu khí [16].

0

10

20

30

40

50

0 4 8 12 16 20 24

Tốc

độ t

iêu t

hụ o

xy, m

gO

2. l-1

. h

-1

Thời gian, giờ

OUR

bắt đầu sục khí dừng sục khí


~ 352 ~

Bùn (sinh khối) hình thành từ quá trình xử lý hiếu khí có nguồn

gốc từ: sinh khối loại dị dưỡng từ chất hữu cơ dễ sinh hủy (Ss, Xs),

dạng không tan từ quá trình phân hủy nội sinh, tích lũy thành phần

hữu cơ không tan từ dòng vào và tích lũy thành phần hữu cơ chậm

phân hủy. Sinh khối loại tự dưỡng cũng tồn tại trong bùn hoạt tính

nhưng với tỷ lệ thấp trong phần lớn các quá trình bùn hoạt tính. Tốc

độ tăng trưởng sinh khối loại dị dưỡng YH tỉ lệ thuận với lượng chất

hữu cơ sinh hủy tiêu hao. Tốc độ phân hủy nội sinh của loại dị dưỡng

được đặc trưng bởi hằng số tốc độ kp, cặn không tan từ nước đóng

góp vào bùn là fp, là thành phần chất rắn trơ.

Nếu viết phương trình bảo toàn chất dưới dạng tiên đoán được về

ảnh hưởng của thời gian lưu tế bào lên tốc độ hình thành bùn của một

hệ bùn hoạt tính có khuấy trộn đều trong trạng thái ổn định thì còn

thiếu các yếu tố: Xi1 (hữu cơ trơ không tan), Xs1 (hữu cơ chậm sinh

hủy, fp, kp, Ss (chất hữu cơ dễ sinh hủy), kH (thủy phân) và KX (hằng

số bán bão hòa thủy phân). Giá trị của fp ít biến động trong các loại

nước thải khác nhau vì nó đặc trưng cho sinh khối. Đối với mô hình

ASM No.1, fp được gán cho giá trị là 0,08 g COD (gCOD)-1

, còn

hằng số tốc độ phân hủy tương ứng, kp, được xác định riêng. Trong

một hệ bùn hoạt tính khuấy trộn đều, trong trạng thái vận hành ổn

định và với mật độ bùn không đổi, tải lượng thủy lực không đổi, thời

gian lưu tế bào dài hơn 5 ngày thì nồng độ của cả hai dạng chất hữu

cơ Ss, Xs trong bể phản ứng sẽ thấp hơn (không đáng kể) so với nồng

độ trong dòng vào. Từ hiện tượng trên cho thấy có thể bỏ qua được

các thông số đặc trưng cho thủy phân (KX, kH) và Ss trong phương

trình. Nồng độ chất hữu cơ chậm phân hủy ở dòng vào Xs1 được tính

từ COD tổng của dòng vào từ phương trình (10. 8). Các giá trị cần

thiết khác: YH, fp, kH được xác định riêng rẽ.

Trong các mô hình bùn hoạt tính, mật độ sinh khối của dòng vào

thường là nhỏ so với mật độ trong bể phản ứng nên thường được bỏ


~ 353 ~

qua. Bảng 10. 2 còn cho thấy mô hình còn chứa thêm các yếu tố nồng

độ tan của oxy, nitrat, nitrit, amoniac, độ kiềm. Nồng độ của các

thành phần trên trong dòng vào có thể xác định bằng các phương

pháp phân tích tương ứng.

Vì mục đích của mô hình là tiên đoán hiệu quả hoạt động của một

hệ bùn hoạt tính về khả năng xử lý carbon, nitrat hóa và khử nitrat

nên quá trình chuyển hóa hợp chất nitơ cũng đóng vai trò quan

trọng.

Hợp chất nitơ dạng khử (có thể oxy hóa) có thể tồn tại ở năm dạng

khác nhau: amoniac (SNH), dạng tan trơ (SNi), dạng không tan trơ

(XNi), dạng hữu cơ dễ sinh hủy (SND), dạng hữu cơ chậm sinh hủy

(XND). Nồng độ amoniac được xác định đối với mẫu đã được lọc.

Nồng độ chất hữu cơ tan trơ được xác định theo phương pháp

Kjeldahl từ mẫu sử dụng để xác định COD trơ dạng tan. Phương

pháp Kjeldahl cũng có thể sử dụng để xác định tổng nồng độ hợp

chất hữu cơ chứa nitơ tan trong dòng vào. Lấy giá trị nồng độ tổng

Kjeldahl trừ đi dạng trơ chính là giá trị cho loại dễ sinh hủy, SND1.

Nếu hợp chất nitơ dễ sinh hủy và chậm sinh hủy ở dòng vào được giả

thiết là có cùng tỉ lệ như giữa loại dễ và chậm sinh hủy của COD

trong dòng vào thì có thể xác định nồng độ hợp chất hữu cơ chứa

nitơ chậm sinh hủy từ mối quan hệ:

11

1

11

1

ss

s

NDND

ND

SX

S

SX

S

(10-12)

XND1 xác định từ (10-12) vì đã biết được ba thông số khác, khi đó

không cần thiết phải xác định dạng nitơ không tan, trơ từ dòng vào.

Ngoài ra, cần phải biết ba thông số tỉ lượng khác mà mô hình đòi

hỏi là hiệu suất sinh khối tự dưỡng YA, tỉ lệ khối lượng của nitơ trong

tế bào ixB, tỉ lệ khối lượng của nitơ trong hợp chất COD trong thành

phần không tan iXp.


~ 354 ~

Giá trị hiệu suất sinh khối tự dưỡng (YA) biến đổi không nhiều

trong các hệ xử lý bùn hoạt tính nên có thể tham khảo từ tài liệu, ví

dụ 0,24 g tế bào/g N được oxy hóa. Tỉ lệ khối lượng nitơ trong tế bào

có thể tính từ công thức hóa học gần đúng của tế bào (C5H7O2N), có

giá trị 0,086 g N/g COD. Tỉ lệ khối lượng của nitơ trong các dạng

hợp chất không tan iXp được tham khảo từ tài liệu, có giá trị thường

gặp là 0,06 g N. (g COD)-1

.

Xác định thông số động học.

Hai thông số động học: hằng số bán bão hòa của oxy đối với quá

trình xử lý hiếu khí dị dưỡng KOH và thiếu khí KNO được sử dụng để

―đóng‖ sự phát triển của vi sinh dị dưỡng hiếu khí và bắt đầu giai

đoạn xử lý thiếu khí khi nồng độ oxy hòa tan giảm. Cũng tương tự

như vậy, thông số động học KOA được sử dụng để dừng quá trình

nitrat hóa. Giá trị của các thông số trên được lựa chọn một cách chủ

động.

Những thông số động học tác động mạnh hơn đến mô hình là các

thông số đặc trưng cho tốc độ phát triển vi sinh tự dưỡng mA- hằng

số tốc độ phát triển riêng tối đa. Thông số này bị ảnh hưởng mạnh

bởi các thành phần hóa học của nước thải hơn so với thông số bán

bão hòa SNH và nó quyết định thời gian lưu tế bào của hệ xử lý.

Chính vì lý do đó, nhiều cố gắng đã được thực hiện nhằm xác định

giá trị của thông số mA. Phương pháp xác định mA thường được

tiến hành dưới điều kiện dòng chảy trong hệ phản ứng khuấy trộn

đều trong các thí nghiệm xác định các thông số đặc trưng cho quá

trình vi sinh dị dưỡng. Điều kiện để xác định mA là vi sinh vật trong

hệ là loại tự dưỡng và nồng độ oxy đủ cao, khi đó giá trị thu được sẽ

đạt được độ tin cậy.

Khi bắt đầu tiến hành thí nghiệm xác định mA, mức độ thải bùn

nên thấp hơn mức độ thời gian lưu tế bào để thúc đẩy nhanh quá trình


~ 355 ~

nitrat hóa. Theo dõi mức độ tăng của nồng độ nitrat trong khối phản

ứng theo thời gian cũng là chỉ số tăng mật độ vi sinh tự dưỡng trong

hệ xử lý vì hai đại lượng trên có mối quan hệ thuận chiều với nhau.

Sử dụng sự biến động của nồng độ nitrat có thể xác định được mA.

Nếu biểu diễn nồng độ nitrat dạng log theo thời gian thì độ dốc của

đường đồ thị lg[NO3-N] - t sẽ tương ứng với giá trị mA - 1/c - kpA,

trong đó c là thời gian lưu tế bào mới (kéo dài hơn do giảm lượng

thải bùn), kpA là hằng số tốc độ phân hủy nội sinh của vi sinh vật tự

dưỡng.

Hằng số tốc độ phân hủy nội sinh đo được từ thực nghiệm nằm

trong khoảng 0,05 - 0,15 ngày-1

(d-1

), vì vậy nên có thể chọn giá trị

trong khoảng trên.

Hằng số bán bão hòa của amoniac trong quá trình nitrat hóa KNH

cũng có thể xác định từ thực nghiệm theo phương pháp của

Williamson Mc Carty [9]. Phương pháp xác định có thể tóm tắt như

sau: Sử dụng sinh khối tự dưỡng từ hệ xử lý khuấy trộn đều để thực

hiện quá trình nitrat hóa theo phương thức dòng liên tục với tải lượng

amoniac thấp hơn khả năng chuyển hóa của vi sinh vật. Sử dụng

nước thải có bổ xung thêm amoniac, giảm lưu lượng xử lý sẽ tạo ra

điều kiện giả ổn định cho quá trình phản ứng. Kết quả khảo sát sẽ

cho biết thông tin về mối tương quan giữa tốc độ nitrat hóa và nồng

độ amoniac ở trạng thái giả ổn định, từ đó xác định hằng số KNH.

Tốc độ nitrat hóa phụ thuộc vào các yếu tố môi trường phản ứng

như pH, DO, nhiệt độ, vì vậy các yếu tố trên cần được duy trì ổn định

khi khảo sát. Hàm lượng oxy hòa tan có vai trò lớn đối với nitrat hoá,

vì vậy trong thí nghiệm cần duy trì nó ở nồng độ cao để cho thừa số

So/(KoA + So) có giá trị gần bằng một đơn vị.

Hằng số tốc độ phân hủy nội sinh của vi sinh dị dưỡng, kpH, có

ảnh hưởng quan trọng đến sự hình thành sinh khối và nhu cầu về oxy

nên nó cần được xác định. Sử dụng sinh khối từ một hệ khuấy trộn


~ 356 ~

đều, tiến hành thí nghiệm theo phương pháp gián đoạn, xác định tốc

độ tiêu thụ oxy (OUR) theo thời gian (nhiều ngày). Từ sự phụ thuộc

của giá trị tốc độ tiêu thụ oxy dạng log vào thời gian có thể xác định

hằng số phân hủy nội sinh (độ dốc của đồ thị) [10]. Quá trình nitrat

hóa có thể bị ức chế trong khi khảo sát nếu bổ xung thêm cho hệ 20

mg/l thioure và duy trì pH ở khoảng trung tính.

Hai thông số quan trọng ảnh hưởng đến quá trình khử nitrat là hệ

số hiệu chỉnh vi sinh tùy nghi (g) và hệ số hiệu chỉnh đối với quá

trình thủy phân dưới điều kiện thiếu khí (H). Thông số g nhằm hiệu

chỉnh sự thay đổi của tốc độ phát triển vi sinh tùy nghi dị dưỡng liên

quan tới điều kiện thiếu khí hoặc tới tỷ lệ của loại vi sinh khử nitrat

hóa trong sinh khối tổng. Thông số H hiệu chỉnh tốc độ thủy phân

của các chất hữu cơ chậm phân hủy hơn so với trong điều kiện hiếu

khí. Giá trị của hai thông số trên là khác nhau, H có giá trị thấp hơn.

Giá trị của hai thông số trên phụ thuộc vào nhiều yếu tố: tỷ lệ vi sinh

vật các loại tại dòng vào có khả năng khử nitrat, cấu hình của hệ

phản ứng. Giá trị g có thể chấp nhận (gần đúng) bằng tỷ lệ của nitrat

tiêu hao và lượng oxy tiêu hao trên cơ sở tính toán từ lượng sinh khối

hình thành từ dòng vào [11].

H, g cũng có thể xác định từ các thí nghiệm nhỏ hoặc thí nghiệm

pilot bằng cách sử dụng trực tiếp sinh khối từ các thí nghiệm trên.

H, g được đo đồng thời tứ thí nghiệm đánh giá mức độ tiêu thụ

oxy và nitrat trong hai bình phản ứng gián đoạn được thực hiện giống

nhau về mọi phương diện ngoài sự khác biệt về chất nhận điện tử

(oxy trong phản ứng hiếu khí và nitrat trong phản ứng thiếu khí).

Ngay sau khi tiếp xúc giữa nước thải và sinh khối trong kỹ thuật gián

đoạn, vi sinh vật tự dưỡng sẽ phát triển và hoạt động trên cơ sở cơ

chất dễ sinh hủy và sau đó với chất chậm phân hủy sinh ra do thủy

phân.


~ 357 ~

Yếu tố ảnh hưởng đối với quá trình là tỉ lệ thức ăn/sinh khối (F/M)

của hệ. Nếu tỉ lệ F/M quá thấp thì thời gian tiêu thụ cơ chất ngắn, giá

trị tiêu thụ oxy và nitrat không chính xác, ngược lại thì sự khác biệt

giữa hai tốc độ sẽ không rõ ràng [10].

Phương pháp xác định các thông số động học khác được trình bày

chi tiết trong các tài liệu [1, 10, 11].

10. 3. Giá trị đặc trưng của các thông số và tác động

của môi trường.

Nhiều thông số thường được chấp nhận thay vì phải tính toán

trong từng trường hợp cụ thể khi sử dụng để tính mô hình, các thông

số đó được ghi trong bảng 10. 3.

Bảng 10. 3. Các thông số chấp nhận khi tính toán mô hình [1].

Ký hiệu Tên

YA Hiệu suất sinh khối tự dưỡng

kpA Hệ số phân hủy nội sinh loại tự dưỡng

fp Tỉ lệ sinh khối tạo sản phẩm không tan

iXB Tỉ lệ khối lượng N/COD trong sinh khối

iXp Tỉ lệ khối lượng N/COD trong sản phẩm phân hủy từ sinh khối

KOH Hằng số bán bão hòa oxy đối với vi sinh dị dưỡng

KNO Hằng số bán bão hòa nitrat đối với vi sinh tùy nghi dị dưỡng


~ 358 ~

KOA Hằng số bán bão hòa oxy đối với vi sinh tự dưỡng

Hiệu suất sinh khối tự dưỡng là giá trị của hai loại vi sinh:

Nitrosomonas và Nitrobacter. Giá trị YA trong các tài liệu nằm trong

khoảng khá rộng: 0,07 - 0,28 g tế bào (COD) trên 1 g NH4+-N tiêu

hao. Giá trị trên tính từ lý thuyết tương ứng với mức độ tiêu hao oxy

là 4,33 g O2/g NH4-N là 0,24 g COD/g NH4-N.

Giá trị hệ số phân hủy nội sinh tự dưỡng nằm trong khoảng 0,05 -

0,15 d-1

.

Hệ số fp đặc trưng cho tỉ lệ tạo ra sản phẩm không tan từ sinh khối

do phân hủy nội sinh thường chiếm 20%, vì vậy giá trị được thông

thường là 0,2. Cần chú ý rằng giá trị fp = 0,2 được sử dụng đối với

phương thức vận hành theo chu trình: tổng hợp tế bào - tái hòa tan

của sinh khối.

Mối quan hệ giữa fp với mật độ sinh khối hữu hiệu (MLVSS)

trong từng chu trình sẽ thấp hơn 20% do quá trình hình thành sinh

khối, vì vậy nên giá trị fp sử dụng trong mô hình là 0,08.

Hai thông số tỉ lượng trong bảng 10. 3 là tỉ lệ khối lượng của nitơ

trong tế bào iXB và trong sản phẩm phân hủy Xip. Từ công thức hóa

học của tế bào (C5H7O2N), XiB được tính với giá trị 0,086 g N/g

COD của tế bào. So với XiB, giá trị Xip thấp hơn, nằm xung quanh

0,06 g N/g COD.

Giá trị hằng số bán bão hòa của oxy được sử dụng để ―đóng - mở‖

cho quá trình hiếu khí - thiếu khí trên cơ sở giá trị nồng độ của chất

nhận điện tử (oxy, nitrat). Hằng số bán bão hòa đối với oxy, KOH,

biến động trong khoảng rộng đối với các chủng loại vi sinh vật khác

nhau, ví dụ theo Lau giá trị của KOH là 0,15 g O2. m-3

đối với loại vi

khuẩn có khả năng lắng, nhưng chỉ là 0,01 g O2. m-3

đối với vi khuẩn

dạng sợi [12].


~ 359 ~

Giá trị KNO có vai trò quan trọng đối với khử nitrat nên nó được

nghiên cứu khá kỹ. Kết quả khảo sát cho thấy, KNO có giá trị thấp, vì

vậy phần lớn các quá trình khử nitrat tuân theo qui luật động học bậc

không (0) theo nồng độ nitrat. Giá trị của KNO nằm trong khoảng

0,1 - 0,2 g NO3-N / m3.

Ảnh hưởng của nồng độ oxy hòa tan lên quá trình khử nitrat là rất

đáng kể, nó có tác dụng kìm hãm mạnh khi nồng độ trên

1,3 g O2. m-3

, khoảng giá trị quan sát được từ các nghiên cứu khác

nhau là 0,5 - 2,0 g O2. m-3

.

Các thông số cần được đánh giá đối với từng loại nước thải cụ thể

được liệt kê trong bảng 10. 4.

Giá trị hiệu suất sinh khối dị dưỡng phụ thuộc vào bản chất của cơ

chất cũng như chủng loại vi khuẩn. Với các loại vi khuẩn thuần

chủng, nhiều loại cơ chất khác nhau, giá trị YH biến động trong

khoảng 0,46 - 0,69 g tế bào tính theo COD/g COD tiêu hao. Giá trị

YH đối với hệ hỗn hợp chủng vi sinh và cơ chất cũng nằm trong

khoảng trên. Nếu trong dòng đầu vào chứa một số lượng đáng kể vi

sinh vật thì sẽ làm thay đổi khoảng giá trị của YH.

Bảng 10. 4. Các thông số cần được đánh giá khi sử dụng mô hình [1].

Ký hiệu tên Cần biết trước

SNO1 Nồng độ nitrat trong dòng vào

SNH1 Nồng độ amoniac trong dòng vào

Si1 COD tan, trơ trong dòng vào

SNH Hợp chất hữu cơ chứa nitơ trong dòng

vào

SND1 Hợp chất hữu cơ chứa nitơ tan, dễ sinh

hủy trong dòng vào

SNH1


~ 360 ~

YH Hiệu suất sinh khối dị dưỡng

Ss1 COD dễ sinh hủy trong dòng vào YH

mA Tốc độ sinh trưởng cực đại của vi sinh

tự dưỡng

kpA

KNH Hằng số bán bão hòa của amoniac đối

với vi sinh tự dưỡng

kpH Hằng số phân hủy nội sinh dị dưỡng YH, fp

Xi1 Nồng độ hữu cơ không tan trong dòng vào fp, kpH, Ss1, SH

Xs1 COD chậm sinh hủy trong dòng vào XH, Ss1, SH

XND1 Nồng độ hữu cơ chứa nitơ chậm sinh

hủy trong dòng vào

Ss1, Xs1, SH

g Hệ số hiệu chỉnh đối với H dưới điều

kiện thiếu khí

Hệ số hiệu chỉnh tốc độ thủy phân

dưới điều kiện thiếu khí

mH Tốc độ sinh trưởng cực đại của vi sinh

tự dưỡng

YH, Xs1, Xi1, Ss1, fp

Ks Hằng số bán báo hòa của cơ chất đối

với vi sinh dị dưỡng

YH, Xs1, Xi1, Ss1, fp

kH Hằng số tốc độ thủy phân cực đại

KX Hằng số thủy phân bán bão hòa đối

với cơ chất chậm sinh hủy

ka Tốc độ tạo thành amoniac

Thông số mA đặc trưng cho tốc độ phát triển cao nhất của vi sinh

tự dưỡng có vai trò đặc biệt quan trọng trong việc tính toán thời gian

lưu tế bào. Trong mô hình, quá trình nitrat hóa được xem là quá trình


~ 361 ~

một giai đoạn và loại vi sinh Nitrobacter (oxy hóa nitrit thành nitrat)

có tốc độ phát triển nhanh hơn loại Nitrosomonas, vì vậy giá trị mA

được sử dụng trong mô hình là giá trị của loại vi sinh Nitrosomonas.

Giá trị mA từ các tài liệu nằm trong khoảng 0,34 - 0,65 d-1

đối với vi

sinh hỗn hợp trong các điều kiện thí nghiệm tối ưu. Do mA phụ

thuộc vào nhiều yếu tố môi trường (pH, To) nên tốt hơn cả là nó được

xác định trong từng trường hợp cụ thể.

Giá trị của hằng số phân hủy nội sinh của vi sinh dị dưỡng, kpH

cũng quan trọng vì nó ảnh hưởng đến sự tiên đoán về mật độ sinh

khối tương ứng với một giá trị của thời gian lưu tế bào. Điều cần chú

ý là giá trị trên sử dụng trong mô hình khác với giá trị truyền thống

trong tài liệu. Trong các tài liệu truyền thống, giá trị của kpH thu được

trong điều kiện không quay vòng cơ chất từ phân hủy nội sinh như

trong mô hình, vì vậy sẽ khó so sánh trong hai trường hợp. Giá trị kpH

truyền thống biến động trong khoảng rộng: từ 0,05 d-1

đối với nước

thải sinh hoạt đến 1,6 d-1

đối với một số loại nước thải chế biến thực

phẩm. Vì lý do đó, giá trị trên cần được xác định trong từng trường

hợp cụ thể.

Hệ số hiệu chỉnh quá trình khử nitrat, g, cũng cần được quan tâm

thích đáng do tốc độ xử lý chất hữu cơ trong điều kiện thiếu khí

chậm hơn so với trong điều kiện hiếu khí và do không phải tất cả các

loại vi sinh vật dị dưỡng có khả năng sử dụng nitrat làm chất thu

nhận điện tử. Giá trị trên không được công bố nhiều trong tài liệu, từ

các số liệu đã công bố cho thấy giá trị của nó nằm trong khoảng 0,6 -

1,0. Giá trị thấp có thể liên quan đến loại nước thải đã trải qua giai

đoạn yếm khí (một phần), giá trị cao có thể liên quan đến loại nước

thải tồn tại trong môi trường hiếu khí.

Giá trị hằng số tốc độ phát triển cực đại của vi sinh dị dưỡng mH

và hằng số bán bão hòa của cơ chất Ks cũng phụ thuộc nhiều vào loại

hình nước thải và với một mức độ nhất định phụ thuộc vào cấu hình


~ 362 ~

của hệ phản ứng. Giá trị từ tài liệu đối với mH nằm trong khoảng 3,0

đến 13,2 d-1

và của Ks là 10 - 180 g. m-3

.

Thông số về quá trình thủy phân các hợp chất chậm phân hủy, kH,

KX và ka là những đại lượng khá mới so với các nghiên cứu truyền

thống, vì vậy các thông tin về chúng cần được theo dõi và tra cứu

thêm từ các công trình nghiên cứu gần đây [13, 14].

Thông số H được sử dụng để mô tả độ suy giảm của quá trình

thủy phân trong điều kiện thiếu khí. Mặc dù thông tin từ tài liệu về

nó không nhiều nhưng có thể chấp nhận giá trị cho nó là 0,4.

Nhóm xây dựng mô hình sử dụng các thông số với các giá trị tại

10 và 20oC, được ghi trong bảng 10. 5. Bảng 10. 6 ghi các số liệu

nồng độ của nước thải sinh hoạt sau khi lắng được thông báo từ các

nước khác nhau.

Bảng 10. 5. Giá trị đặc trưng tại vùng pH trung tính [1].

Ký hiệu đơn vị Giá trị

20oC 10

oC

Thông số tỉ lượng

YA g tế bào COD/g N tiêu hao 0,24 0,24

YH g tế bào COD/g COD tiêu hao 0,67 0,67

fp không đơn vị 0,08 0,08

iXB g N(g COD)-1

trong sinh khối 0,086 0,086

iXp g N (g COD)-1 trong bùn sau phân hủy 0,06 0,06

Thông số động học

mH ngày-1

(d)-1

6,0 3,0

KS g COD. m-3 20 20


~ 363 ~

KOH g O2. m-3

0,2 0,2

KNO g NO3-N. m-3 0,5 0,5

kpH d-1

0,62 0,20

g không đơn vị 0,8 0,8

H không đơn vị 0,4 0,4

kH g COD chậm sinh hủy (g tế bào COD. d)-1 3,0 1,0

KX g COD chậm sinh hủy (g tế bào)-1

0,03 0,01

mA d-1

0,8 0,3

KNH g NH3-N. m-3

1,0 1,0

KOA g O2. m-3 0,4 0,4

ka m3 COD (g. d)

-1 0,08 0,04

Bảng 10. 6. Nồng độ đặc trưng của nước thải sinh hoạt sau lắng [1].

Ký hiệu Đơn vị Đan Mạch Thụy Sĩ Hungary

Ss g COD. m-3

125 70 100

Si g COD. m-3

40 25 30

Xs g COD. m-3

250 100 150

Xi g COD. m-3

100 25 70

SND g N. m-3

8 5 10

XND g N. m-3

10 10 15

SNH g NH3-N. m-3

30 10 30

SNi g NH3-N. m-3

2 2 3

SNO g NO3-N. m-3

0,5 1,0 1,0

Phương pháp đánh giá nồng độ tạp chất các dạng khác nhau luôn

được cải tiến và được áp dụng ở các nước tùy thuộc vào qui định

riêng [14, 15].


~ 364 ~

Các yếu tố môi trường cũng có tác động đáng kể đến quá trình xử

lý nước thải, hai yếu tố đặc trưng nhất là pH và nhiệt độ. Nhiều tạp

chất trong nước thải, các sản phẩm trung gian cũng có tác dụng thúc

đẩy hay kìm hãm quá trình xử lý [xem (8. 2)].

pH là yếu tố tác động mạnh đến quá trình oxy hóa amoniac và khử

nitrat, ion H+ bị tiêu hao (nitrat hóa) và sinh ra trong các phản ứng

trên. pH còn là yếu tố qui định hệ cân bằng giữa NH4+ - NH3, HNO2 -

NO2-, thành phần NH3, HNO2 là yếu tố gây độc cho vi sinh vật. pH

cũng ảnh hưởng đến quá trình động học của vi sinh dị dưỡng nhưng

ở mức độ hạn chế hơn. Giá trị của các thông số sử dụng trong mô

hình là các giá trị ở vùng trung tính, vì vậy cần duy trì độ đệm cho

môi trường nước thải.

Nhiệt độ có tác động lên một số thông số động học như , kp, kH

như đã trình bày ở các phần trước. Mức độ tác động của nhiệt độ lên

các thông số trên giống với qui luật Arrhenius. Các hằng số bán bão

hòa cũng bị tác động bởi nhiệt độ nhưng không theo qui luật trên vì

chúng không phải là thông số động học ―thật sự‖, vì vậy khi sử dụng

cần được tham khảo từ tài liệu.

10. 4. Giả thiết, hạn chế của mô hình.

Để có thể mô hình hóa một hệ thống xử lý nước thải cần phải chấp

nhận một số giả thiết và đơn giản hóa về cả hai phương diện: vật lý

và toán học. Giả thiết và đơn giản hóa thật ra là sự thỏa thuận ngầm

dẫn đến người sử dụng mô hình có khi dễ dàng bỏ qua và có thể dẫn

đến sai lầm. Những giả thiết, đơn giản hóa và hạn chế của mô hình

được liệt kê dưới đây:

- Hệ thống xử lý nước thải được qui cho là hoạt động tại một nhiệt độ

không đổi. Phần lớn các quá trình động học được đặc trưng bởi hằng


~ 365 ~

số tốc độ phụ thuộc vào nhiệt độ. Vì vậy cần theo dõi sự biến động

nhiệt độ của hệ theo thời gian.

- Trong mô hình, thông số pH được xem là có giá trị xấp xỉ 7,0 và

không đổi khi hệ thống vận hành. pH có tác động đến nhiều thông số

được sử dụng trong mô hình, tuy nhiên phần lớn các thông số không

chứa yếu tố pH. Sự có mặt của độ kiềm trong mô hình chỉ có tác

dụng ―cảnh báo‖ về tiềm năng thăng giáng của pH.

- Bản chất của chất hữu cơ trong các phân đoạn khác nhau (loại dễ,

khó, chậm sinh hủy...) không được đề cập tới trong mô hình. Nói

cách khác, các hằng số tốc độ của các quá trình động học được coi là

không đổi. Chấp nhận đó mang tính thiếu thực tế, nhất là đối với sự

đa dạng của nguồn thải.

- Tác động của sự thiếu thành phần nitơ, photpho, vi lượng lên tốc độ

phát triển của vi sinh vật và hiệu quả xử lý chất hữu cơ trong nước

thải không được bao quát trong mô hình. Sự thiếu hụt các thành phần

trên có thể dẫn đến hiệu quả lắng bùn thấp. Vì lý do đó yếu tố đầy đủ

dinh dưỡng vô cơ cho hệ xử lý cần được đảm bảo.

- Hệ số hiệu chỉnh g, H đối với quá trình khử nitrat được giả thiết

là không đổi với một loại nước thải, tuy nhiên các giá trị trên rất có

khả năng bị ảnh hưởng bởi cấu hình của hệ xử lý.

- Thông số đặc trưng cho quá trình nitrat hóa được giả thiết là không

đổi và đã chứa đựng các yếu tố kìm hãm quá trình. Đó là điều không

phải luôn đúng đối với các hệ nước thải trong thực tế.

- Sinh khối dị dưỡng được xem là đồng nhất, không biến động về mặt

tỷ lượng giữa các chủng loại theo thời gian là giả thiết được sử dụng

trong mô hình. Giả thiết trên đồng nghĩa với sự không thay đổi của

thông số động học có liên quan cũng như sự thăng giáng của nồng độ

cơ chất, cấu hình của hệ phản ứng không tác động đến hiệu quả lắng

bùn. Đó cũng là hạn chế của mô hình.


~ 366 ~

Để có thể sử dụng mô hình trong thực tế, một số giới hạn sau đây

cần phải được tôn trọng do khó khăn về phương diện toán học:

- Tốc độ tăng trưởng sinh khối thực hoặc thời gian lưu tế bào cần

được duy trì trong khoảng nhất định mà trong đó sinh khối có khả

năng tạo thành tập hợp lắng (keo tụ). Ví dụ với thời gian lưu tế bào

thấp hơn 3 ngày thì hiện tượng bùn không lắng rất dễ xảy ra do mật

độ của chúng thấp. Mặc dù yếu tố lắng bùn không được đề cập đến

trong mô hình, nhưng mô hình không thể áp dụng đối với hệ xử lý

mà bùn không lắng. Tuổi bùn tối đa đối với hệ bùn hoạt tính một giai

đoạn cần đáp ứng cho mô hình chưa được xác lập chắc chắn, tạm

chấp nhận là khoảng 30 ngày.

- Hiệu quả lắng bùn cũng phụ thuộc vào nồng độ sinh khối tại bể

lắng thứ cấp. Về phương diện toán học có thể tăng nồng độ sinh khối

để giảm thể tích bể phản ứng, tuy nhiên nếu duy trì nồng độ sinh khối

quá cao thì bùn sẽ khó lắng và nước đầu ra không trong. Nếu mật dộ

bùn thấp, lớp bùn tạo thành ở phần dưới của bể lắng thứ cấp không

hình thành thì chất lượng nước tại đầu ra cũng không đạt. Mật độ

sinh khối trong hệ có thể chấp nhận trong khoảng 750 - 7500 mg/l

tùy thuộc vào quá trình tiền xử lý. Nếu yếu tố trên không đem lại kết

quả thì sẽ phải hiệu chỉnh một cách hợp lý.

- Để phòng ngừa hiện tượng bùn không lắng, phần thể tích của khối

phản ứng không sục khí không được vượt quá 50% của thể tích khối

phản ứng.

- Cường độ khuấy trộn trong các bể xử lý hiếu khí tỉ lệ thuận với

năng lượng của máy sục khí trên một đơn vị thể tích. Cường độ

khuấy trộn thấp sẽ làm giảm quá trình chuyển khối giữa cơ chất và vi

sinh vật, nhưng nếu quá mạnh cũng sẽ ảnh hưởng tới quá trình lắng

bùn.


~ 367 ~

Q1 = Q. A1 Q2 = Q. A2 Qn = Q. An

10. 5. Ứng dụng.

Diễn biến các quá trình xảy ra trong hệ bùn hoạt tính với sự tham

gia của rất nhiều yếu tố chỉ có thể mô tả trong một phương thức thực

hiện cụ thể: dòng liên tục có khuấy trộn đều, lắp ghép giai đoạn hiếu

khí, thiếu khí.... Mục tiêu của mô hình là mô tả được diễn biến của hệ

trong trạng thái động. Phương trình thăng bằng chất, bao gồm các

quá trình chuyển khối và chuyển hóa, mô tả trạng thái của hệ được sử

dụng một cách hữu ích để mô hình hóa. Sử dụng cấu hình dòng liên

tục có khuấy trộn đều, phương trình thăng bằng chất sẽ là một hệ

phương trình vi phân thường phi tuyến và để giải chúng thường áp

dụng phương pháp tích phân số (phương pháp gần đúng).

Phần trình bày chỉ mang tính định hướng về cấu trúc của mô hình

tính, phương pháp tính toán cụ thể được trình bày trong tài liệu [1,

16] hoặc phần mềm được bán dưới dạng thương phẩm.

Ví dụ về các sản phẩm phần mềm thương mại đang được cung

cấp:

- ASIM (Abt. Ingenieur Wissenschaften. Uberlandstrasse 13, EAWAG,

CH - 8600 Dubendorf, Swizerland).

- Bio Win (Enviro Sim Associates Ltd, 482 Anthony Drive Oakville,

Ontario L6J2K5, Canada).

- EFOR (EFOR, 1. Kruger AS, Gladsaxevej 363, DX - 2860 Soborg,

Demark).

- GPS - X & Sim Works (Hydromantis Inc. 1685 Main St West,

Suite 302, Hamilton, Ontario L 8S 1G5, Canada).

Phương pháp xử lý bùn hoạt tính dạng dòng liên tục được mô tả

trong hình 10. 2 được dùng để mô hình hóa.

V1. C1

KL. a1

V2. C2

KL. a2

Vn. Cn

KL. an

Q


~ 368 ~

Hình 10. 2. Cấu hình hệ xử lý bùn hoạt tính dùng để mô hình.

Cấu hình hệ xử lý mô tả trong hình 10. 2 bao gồm nhiều khối phản

ứng, dòng vào có thể bị chia thành nhiều phần (Q1, Q2... Qn) và có

dòng hồi lưu bùn từ bể lắng hoặc hồi lưu nội bộ dòng hỗn hợp bùn -

nước (ví dụ trong quá trình khử nitrat đặt trước).

Trong từng khoang phản ứng, hỗn hợp phản ứng được giả thiết là

khuấy trộn đều, từng khoang phản ứng được đặc trưng:

- Thể tích (V1, V2... Vn).

- Lưu lượng dòng vào Q1, Q2... Qn.

- Giá trị của các hệ số chuyển khối KL. a của các thiết bị sục khí

trong điều kiện vận hành. Thay vì giá trị chuyển khối, nồng độ oxy

hòa tan với một giá trị xác định có thể sử dụng.

Một số quá trình bùn hoạt tính phù hợp với cấu hình cơ bản mô tả

hình 10. 2 được thể hiện trong hình 10. 3 và các trị số của các tham

số được ghi ở phía bên phải.

Xác định điều kiện ban đầu.

Mô hình bùn hoạt tính bao quát 13 biến độc lập (xem bảng 10. 2)

trong từng khoang phản ứng. Số biến trên cần được xác định giá trị

ban đầu trước khi được tính toán tích phân số. Giá trị ước lượng ban

đầu đối với các biến độc lập trên thường không có sẵn. Kỹ thuật

được sử dụng để mô phỏng quá trình động từ trạng thái ổn đinh được


~ 369 ~

thiết lập bằng cách thay đổi thời gian lưu tế bào của tất cả các thành

phần tham gia vào hệ xử lý.

Đối với một hệ xử lý nước thải, sự biến động nồng độ tạp chất

trong dòng vào là điều rất thường xuyên. Đối với nước thải sinh hoạt

và một số nguồn thải công nghiệp, nồng độ tạp chất có thể coi là ổn

định trong khoảng chu kỳ hai giờ hoặc có thể ngắn hơn.

Phương trình sử dụng để tiến hành tích phân số thường có dạng:

tdt

dCtCttC

.)()( (10-13)

Trong đó C là các biến trạng thái độc lập, ví dụ nồng độ của một

thành phần nào đó, t là khoảng bước nhảy của thời gian sử dụng để

tích phân. Phương pháp tính đạt độ chính xác cao khi t nhỏ kéo theo

thời gian tính dài và ngược lại. Khi lựa chọn t quá lớn thì sẽ xuất

hiện -(dC/dt). t > C(t) và C(t + t) < 0 là điều không hợp lý. Tiêu

chuẩn để chọn t là:

1

)(

dt

dCtCt (10-14)

Đối với hệ xử lý tổng quát như mô tả trong hình 10. 2, phương

trình thăng bằng chất đối với biến trạng thái i trong từng khoang

phản ứng k có dạng:

kiki

kikikikiki

ki CV

KPOF

dt

dC

C ..

1 (10-15)

Trong đó:

F và O là thông số chuyển khối đầu vào (F) và đầu ra (O).

P và K là các thành phần hình thành (P) và mất đi (K).

V là thể tích khoang phản ứng.


~ 363 ~

Q Q/3 Q/3 Q/3

Hệ xử lý Mô tả theo mô hình Tham số của hệ

1. Hệ chia

dòng

Số khoang phản ứng: 3

Thể tích: V1, V2, V3

Tỉ lệ A1 = A2 = A3 = 0,333

Giá trị KL. a1 = KL. a2 = KL. a3

= 2 g O2. m-3

Q = 100

quay vòng 50

2. Hệ khử

nitrat đặt

trước

Số khoang phản ứng: 2.

Thể tích V1, V2.

Tỉ lệ: A1 = 1, A2 = 0.

Giá trị KL. a1 = 0

KL. a2 = 2g O2. m-3

Q = 100

Quay vòng: 300

3. Hệ tiếp

xúc ổn

định

Số khoang phản ứng: 2.

Thể tích V1, V2.

Tỉ lệ: A1 = 0, A2 = 1.

O2 O2 O2

KL. a = 0 O2

O2 O2


~ 364 ~

Giá trị KL. a1 = 2 mg O2/l

KL. a2 = 2 mg O2/l

Q = 100

Quay vòng: 50

Hình 10. 3. Ví dụ về hệ xử lý sử dụng để mô hình hóa.

Có

Không

Người ta có thể chứng minh được là khoảng bước nhảy t cần thấp hơn thời gian lưu thủy lực

ki của từng cấu tử trong từng khoang phản ứng:

t < ki (10-16)

Lưu trình tính toán trên cơ sở phương trình (10-13) được mô tả trong hình 10. 4.

V

ROF

dt

dX XXX '

Cho tất cả khoang phản ứng và thành

phần không tan trong thời gian tn+1 - tn

V

ROF

dt

dS sss '


phần tan trong thời gian ti

Cho tất cả các khoang phản ứng

2. tdt

dSSS o


phần tan

1. tdt

dXXX o

Cho tất cả các khoang phản ứng và

thành phần không tan

Hình 10. 4. Lưu trình tính tích phân (F: đầu vào, O: đầu ra, R’: phản ứng) [1].

Kiểm soát

oxy

So = giá trị kiểm soát


~ 1 ~

Phương pháp tính toán đối với trạng thái ổn định được trình bày trong các tài liệu chuyên

khảo [1, 16, 17].

10. 6. Các mô hình khác.

Mô hình xử lý nước thải được phát triển theo thời gian vì những lý do: mở rộng các đối tượng

cần quan tâm do đòi hỏi về chất lượng môi trường, kết quả nghiên cứu mới về các quá trình xảy

ra trong hệ (ví dụ sự tích lũy chất hữu cơ của vi sinh PAO, quá trình thủy phân hoặc khả năng

tích lũy photpho của vi sinh denitrifier). Các mô hình được phát triển tiếp theo ASM1 được giới

thiệu tóm tắt ở phần dưới đây.

Mô hình ASM 2.

Mô hình ASM 2 được xây dựng để áp dụng cho hệ xử lý hợp chất nitơ, photpho và COD với

mục đích:

- Nghiên cứu (đánh giá kết quả, tiến hành và tối ưu hóa thí nghiệm).

- Tối ưu hóa quá trình xử lý trong thực tế, khắc phục các sự cố xuất hiện khi vận hành.

- Đào tạo.

- Trợ giúp thiết kế hệ xử lý.

Mô hình ASM 2 chưa phải là dạng hoàn hảo vì còn chứa nhiều dữ kiện đơn giản hóa, tuy

nhiên nó là cơ sở cho sự phát triển tiếp theo, ví dụ mô hình EAWAG Bio - P modul của nhóm

nghiên cứu tại Thụy Sĩ tuy bỏ qua quá trình lên men các chất hữu cơ tan dễ sinh hủy nhưng có

bước hiệu chỉnh cho nguồn nước thải cụ thể [18, 19, 20].

Mô hình ASM 2 là mô hình mở rộng của ASM 1 với đối tượng bổ xung là tách loại photpho.

Do có thêm quá trình xử lý photpho nên hệ xử lý có thêm giai đoạn xử lý yếm khí để cung cấp

các chất hữu cơ cho vi sinh PAO hấp thu và giai đoạn kết tủa hóa học với muối sắt, nhôm.

Phương pháp mô hình hóa được trình bày tương tự như khi thực hiện mô hình ASM1.

Mô hình ASM 2d.

So với mô hình ASM 1 thì ASM 2 được mở rộng đáng kể và phức tạp hơn do phải bao quát cả

quá trình xử lý photpho. Sự thay đổi đáng kể là vi sinh PAO có cấu trúc nội tại liên quan đến sự

tích lũy chất hữu cơ và photpho, ngoài tỷ lệ của chủng vi sinh PAO trong tổng sinh khối. Đó là

yếu tố tiên quyết trong mô hình xử lý photpho.

Mô hình ASM 2d là sự mở rộng của ASM 2 với mức độ thấp, hai quá trình được đưa thêm

vào để mô tả hiện tượng: vi sinh tích lũy photpho (PAO) có thể sử dụng chất hữu cơ tích lũy để

khử nitrat. Trong khi mô hình ASM 2 giả thiết là vi sinh vật PAO chỉ phát triển trong điều kiện


~ 2 ~

hiếu khí thì trong mô hình ASM 2d, loại vi sinh trên tồn tại cả trong môi trường thiếu khí (khử

nitrat).

Mô hình ASM 3

Trên cơ sở kinh nghiệm thu được trên 10 năm sử dụng mô hình ASM 1, mô hình ASM 1 tỏ ra

có một số thiếu sót:

- Mô hình ASM 1 không bao quát được hiện tượng về mặt động học khi vi sinh vật dị dưỡng

không được cung cấp đủ thành phần nitơ và độ kiềm.

- Mô hình ASM 1 có chứa thành phần hợp chất hữu cơ chứa nitơ dễ sinh hủy và dạng không tan.

Hai thành phần rất khó xác định và gây nhiều khó khăn khi sử dụng mô hình ASM 1, vì vậy sự

phân biệt trên thường bị bỏ qua trong nhiều tính toán khi sử dụng ASM 1.

- Động học quá trình hình thành amoniac từ hợp chất hữu cơ (amoni hóa) rất khó định lượng,

hơn nữa quá trình này xảy ra nhanh nên càng gây khó khăn khi tiên đoán số liệu của mô hình.

Vì vậy trong nhiều trường hợp quá trình trên bị loại bỏ khi ứng dụng ASM 1.

- Mô hình ASM 1 phân biệt chất hữu cơ không tan dạng trơ phụ thuộc vào xuất xứ: từ dòng vào

và từ phân hủy nội sinh tế bào vi sinh vật. Sự phân biệt trên trong thực tế là không khả thi.

- Trong cấu trúc của mô hình ASM 1, quá trình thủy phân đóng vai trò đáng kể khi tiên đoán

mức độ tiêu thụ oxy và khử nitrat của vi sinh dị dưỡng. Thực ra quá trình này đại diện cho

nhiều quá trình mang tính tổ hợp như thủy phân, phân hủy của vi sinh vật và cơ chất tích lũy

trong hệ. Vì vậy việc định lượng các thông số động học cho quá trình tổ hợp trên là rất khó.

- Phân hủy kết hợp với thủy phân và tăng trưởng vi sinh vật được sử dụng để mô tả hiệu ứng ―cả

gói‖ của phân hủy nội sinh, ví dụ các chất tích lũy, vi sinh vật chết, ăn thịt lẫn nhau, của sinh

khối sẽ gây khó khăn cho xác định thông số động học.

- Khi nồng độ cơ chất dễ sinh hủy cao trong nước thải, trong điều kiện hiếu khí và thiếu khí, vi

sinh vật cũng có khả năng tích lũy poly hydroxyl alkanoat và đôi khi cả lipit hoặc glycogen

giống như vi sinh PAO trong điều kiện yếm khí. Hiệu ứng trên không được bao quát trong

ASM 1.

- Mô hình ASM 1 không phân biệt tốc độ phân hủy của vi sinh tự dưỡng nitrifier trong điều kiện

hiếu và thiếu khí. Với hệ xử lý có thời gian lưu tế bào dài và tỉ lệ khối thể tích phản ứng thiếu

khí lớn thì việc tiên đoán tốc độ nitrat hóa gặp khó khăn.

- ASM 1 không tiên đoán sự biến động liên tục của nồng độ sinh khối.

- Trong các thí nghiệm về hô hấp, hiệu suất sinh khối nhận được thường thấp ngay kể cả khi sử

dụng cơ chất là các thành phần rất dễ sinh hủy, ví dụ axetat. Sự khác biệt giữa thí nghiệm và

thực tế có thể xuất hiện.


~ 3 ~

Để khắc phục những thiếu sót nêu trên, nhóm nghiên cứu mô hình (1999) đề xuất mô hình

ASM 3 và hy vọng nó trở thành nền tảng cho việc xây dựng tiếp các mô hình trong tương lai.

ASM 3 liên kết được các quá trình chủ yếu đã được trình bày trong ASM 1: tốc độ tiêu thụ

oxy, tốc độ tạo thành sinh khối, nitrat hóa, khử nitrat trong các hệ xử lý nước thải sinh hoạt (chủ

yếu).

ASM 3 được xây dựng với tư cách là cốt lõi của nhiều mô hình khác bao gồm các modul:

modul sinh học ASM 2, ASM 2d. Các modul: kết tủa hóa học, sự phát triển của vi sinh dạng sợi,

sự biến động của pH không nằm trong ASM 3, tuy vậy có thể gắn kết khá dễ dàng vào ASM 3.

Hiện nay, trong nghiên cứu khoa học, nội dung rất được quan tâm là mô hình biến động quần

thể, xử lý photpho bằng biện pháp vi sinh và cấu trúc sinh khối (tích lũy sản phẩm của vi sinh).

Mô hình ASM 3 có thể sẽ là công cụ phục vụ mục tiêu trên.

Hạn chế của ASM 3 thể hiện:

- ASM 3 được xây dựng để mô phỏng quá trình xử lý nước thải sinh hoạt dưới điều kiện hiếu khí

và thiếu khí, không thích hợp đối với nước thải công nghiệp.

- ASM 3 (và ASM 1) được xây dựng trên cơ sở kinh nghiệm trong vùng nhiệt độ 8 - 23oC. Ngoài

vùng nhiệt độ trên, mô hình có thể sẽ tỏ ra kém hiệu quả, thậm chí cấu trúc của mô hình trở

thành không thỏa mãn.

- ASM 3 ( và ASM 1) không bao quát bất cứ một quá trình nào mô tả hành trạng của vi sinh vật

trong điều kiện yếm khí. Mô phỏng hệ chứa đáng kể thể tích yếm khí sẽ dẫn đến nhiều sai sót.

- ASM 3 được xây dựng trên cơ sở kinh nghiệm trong vùng pH = 6,5 - 7,5. Nồng độ của

bicarbonat (kiềm) cần được bổ xung đủ để duy trì khoảng pH trên.

- ASM 3 không bao quát nồng độ nitrit cao.

- ASM 3 không sử dụng cho hệ bùn hoạt tính với tải lượng cao hoặc thời gian lưu tế bào thấp ( <

1 ngày), trong đó hiện tượng hấp phụ chất hữu cơ dạng không tan trở thành yếu tố khống chế

quá trình xử lý.

- ASM 3 chỉ cung cấp cấu trúc của mô hình chứ không đưa ra giá trị tuyệt đối của các thông số

mô hình. Điều này đòi hỏi người sử dụng phải tự xác định những thông số cần thiết để ứng

dụng và các đặc trưng của nước thải.

Mô hình xử lý nước thải họ ASM được tiếp tục phát triển, hoàn chỉnh hoặc chỉnh sửa để đáp

ứng nhu cầu ứng dụng thực tiễn: bổ xung thêm các modul vào ASM 3 [18, 19, 21, 22], mở rộng

mô hình ASM 2 [23, 24].

Mô hình xử lý nước thải đang được ngày một áp dụng nhiều hơn để trợ giúp thiết kế nhằm

giảm chi phí và tiết kiệm về thời gian, ví dụ ở Hà Lan đã có khoảng 100 công trình xử lý nước

thải được xây dựng với sự trợ giúp của mô hình họ ASM [15].


~ 4 ~

Hệ công nghệ tổ hợp vi sinh - lọc màng.

Trong các hệ xử lý vi sinh, sau khi phản ứng kết thúc luôn cần tới giai đoạn

tách sinh khối ra khỏi nước trong một đơn vị công nghệ riêng biệt: bể lắng thứ

cấp. Bể lắng thứ cấp chỉ đạt hiệu quả khi tỷ lệ vi sinh dạng sợi trong tổng sinh khối thấp hoặc chỉ

số bùn không cao (< 120 ml/g). Mong muốn một hệ xử lý không cần tới đơn vị công nghệ tách

(lắng) bùn nhằm tiết kiệm chi phí xây dựng và vận hành luôn là đối tượng trăn trở của các nhà

thiết kế.

Tách chất rắn (sinh khối) ra khỏi nước bằng phương pháp lọc màng được áp dụng khá lâu đối

với nước sinh hoạt. Hiệu quả tách chất lỏng của màng khá tốt, mức độ làm sạch phụ thuộc vào

kích thước lỗ xốp của màng. Áp dụng công nghệ lọc màng cho nước thải vấp phải những khó

khăn:

- Mật độ chất rắn (sinh khối) cao dễ gây tắc màng lọc.

- Dễ xảy ra các hiện tượng nhiễm bẩn và hư hại màng.

- Giá thành của màng khá cao.

Vì những lý do trên, công nghệ lọc màng chưa có điều kiện áp dụng đối với xử lý nước thải

cho đến trước khoảng năm 2000.

Hai yếu tố quan trọng cho phép phát triển công nghệ tổ hợp giữa phương pháp xử lý vi sinh

kết hợp với lọc màng là:

- Nhu cầu phục hồi và tái sử dụng nước thải để bảo vệ và kiểm soát ô nhiễm nguồn nước.

- Sự phát triển nhanh chóng của công nghệ màng tạo điều kiện hợp lý về mặt giá thành khi ứng

dụng lọc màng đối với nước thải [1].

Sử dụng kết hợp phương pháp lọc màng cho phép sử dụng mật độ vi sinh cao (tới 20.000 mg/l

so với 3 - 4000 mg/l trong hệ lắng), đồng nghĩa với giảm thể thích khối phản ứng trong hệ dòng

liên tục hay giảm thời gian vận hành trong kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn [2].

Lọc màng được áp dụng cho cả kỹ thuật hiếu khí lẫn yếm khí trong xử lý nước thải công

nghiệp, nước thải sinh hoạt cho mục đích tái sử dụng nguồn nước. Hoạt động của hệ xử lý kết

hợp không bị chi phối bởi thời gian lưu thủy lực cũng như khả năng lắng của sinh khối, vì vậy có

thể tách loại hợp chất nitơ thông qua kiểu vận hành ngắt đoạn (có và không có khí) trong một

khối phản ứng duy nhất [3].

Với mục tiêu phục hồi nguồn nước, tái sử dụng nguồn nước, lợi thế của phương pháp kết hợp

màng lọc là tách loại được các loại vi sinh vật gây bệnh ngay từ hệ phản ứng mà không cần tới

các biện pháp khử trùng khác [4].

11


~ 5 ~

Để đạt được công xuất xử lý cao, diện tích màng dùng lớn, làm tăng giá thành đáng kể so với

các phương pháp truyền thống (lắng), tuy vậy với sự phát triển nhanh chóng của công nghệ

màng, giá thành màng lọc giảm rất nhanh theo thời gian.

Phương pháp kết hợp vi sinh - lọc màng được dự báo sẽ trở thành công nghệ xử lý có triển

vọng phổ biến rộng trong thế kỷ 21 [4, 6].

11. 1. Phân loại màng lọc.

Màng được xem là một vách ngăn nhằm tách các thành phần vật chất của một hệ thông qua

quá trình chuyển khối. Màng được quan tâm là dạng màng rắn, mặc dù trong nghiên cứu và trong

kỹ thuật màng lỏng cũng được sử dụng cho nhiều mục đích khác nhau. Trong một hệ cần tách

chất bao gồm dung môi là nước chiếm thành phần chính và các tạp chất cần tách. Màng có kích

thước lỗ xốp khác nhau: nếu cả dung môi lẫn tạp chất đều có thể vận chuyển qua lỗ xốp của

màng thì được gọi là màng thấm (đều), nếu chỉ có dung môi (kích thước nhỏ) vận chuyển được

qua màng, các tạp chất khác bị chặn lại thì được gọi là màng bán thấm.

Động lực của quá trình chuyển khối qua màng gồm: chênh lệch nồng độ, chênh lệch áp suất,

chênh lệch nhiệt độ và điện thế [7, 8, 9], tuy nhiên phần trình bày tiếp sau chỉ quan tâm đến loại

màng lọc liên quan đến hai loại động lực đầu tiên.

Tạp chất trong nước có kích thước (ví dụ đường kính hiệu dụng) rất khác nhau, có thể phân

chia sơ bộ: dạng hạt thô (10-1

- 1 mm) dạng hạt mịn (10-2

- 10-1

mm), hạt dạng micron (10-3

- 10-2

mm), dạng hạt keo, polyme (10-5

- 10-3

mm), dạng ion, phân tử (10-7

- 10-5

mm). Với các chất có

kích thước khá lớn như dạng thô, dạng mịn có thể theo sa lắng hay lọc qua lớp hạt (lọc nhanh,

lọc chậm). Các chất dạng keo có thể tách bằng biện pháp sa lắng, lọc sau khi đã keo tụ (tạo thành

các tập hợp lớn có tốc độ sa lắng nhanh). Vi sinh vật có kích thước của hạt keo, nằm trong vùng

cỡ m (1mm = 1000 m) nên vi sinh vật còn có tên là Microbe. Bản thân từng cá thể vi sinh có

tốc độ lắng rất thấp nên không thể lắng nếu không được keo tụ thành tập hợp lớn. Tạp chất dạng

keo có thể tách với màng vi lọc siêu lọc hoặc ly tâm. Tạp chất có kích thước nhỏ hơn chỉ có thể

tách qua phương pháp thẩm thấu ngược hoặc với màng nano (nano có nghĩa là phần tỉ của m, 10-

9m).

Kích thước lỗ xốp của màng sẽ quyết định tính thấm qua của các cấu tử. Các cấu tử có kích

thước lớn hơn lỗ xốp của màng bị chặn lại. Tuy vậy, lỗ xốp của màng có kích thước không đều

nhau, có một dải phân bố độ lớn nhất định nên vẫn có một phần tạp chất vận chuyển qua màng.

Để đặc trưng, định nghĩa phân tử lượng bị chặn được sử dụng (molecular weight cut - off): đó là

phân tử lượng của một loại chất mà 90% số lượng của nó bị chặn lại, không vận chuyển được

qua màng. Ví dụ giá trị phân tử lượng bị chặn của một màng lọc nào đó là 40.000 có nghĩa là


~ 6 ~

một chất với phân tử lượng 40.000 trong một dung dịch khi chảy qua màng thì 90% lượng chất

trong dung dịch bị chặn lại, 10% vận chuyển qua màng. Đó là khái niệm tương đối, phụ thuộc cả

vào quá trình hoạt động của màng.

Tốc độ lọc qua màng phụ thuộc vào các yếu tố: bản chất màng (kích thước lỗ xốp, mật độ lỗ

xốp, vật liệu, độ dày của lớp màng) bản chất của tạp chất cần tách (kích thước tạp chất, nồng dộ)

và các thông số quá trình hoạt động (áp suất động lực, biện pháp ngăn ngừa tắc màng...).

Màng lọc được chế tạo từ các loại vật liệu khác nhau: sứ, kim loại, sợi và thông dụng hơn cả

là từ vật liệu polymer. Màng lọc còn được phân chia thành dạng đồng thể hoặc dị thể. Để đảm

bảo độ bền cơ học, màng cần có một độ dày nhất định (50 - 150 m), độ dày của màng càng lớn

thì trở lực lọc càng cao, đặc biệt với màng có lỗ xốp nhỏ. Nhằm giảm trở lực, màng được cấu tạo

hai lớp: lớp giá đỡ (150 m) và lớp màng lọc gắn trên đó có độ dày rất nhỏ (1 - 5 m). Màng hai

lớp được gọi là màng dị thể hoặc bất đối xứng, giá đỡ đảm bảo độ bền cơ học, lớp màng lọc có

tác dụng đến tính chọn lọc của màng. Màng một lớp thường là loại có kích thước lỗ lớn gọi là

màng đồng thể hoặc màng đối xứng.

Để tăng cường tốc độ lọc của màng, áp suất nén (động lực) thường được sử dụng, màng có

kích thước lỗ xốp nhỏ cần áp suất động lực cao và ngược lại.

Màng thường được sử dụng để lọc nước, nước thải gồm: màng vi lọc, màng siêu lọc, màng

nano và màng thẩm thấu ngược với những đặc trưng chủ yếu được liệt kê dưới đây.

Màng vi lọc.

- Loại màng: xốp, đồng thể.

- Độ dày của màng: 10 - 150 m.

- Kích thước lỗ xốp: 0,05 - 10 m.

- Áp suất động lực: 0,1 - 2,0 bar (1 bar = 0,9869 at).

- Tốc độ lọc: > 0,5 - 2,0 m3. m

-2. ngày

-1. bar

-1.

- Cơ chế hoạt động: rây, lọc.

- Vật liệu chế tạo: polymer, sợi, gốm sứ.

- Ứng dụng trong khử trùng nước sạch, đồ uống, nước thải.

Màng siêu lọc.

- Loại màng: xốp, đối xứng.

- Độ dày: 150 m.

- Kích thước lỗ xốp: 10 - 100 nm.

- Áp suất động lực: 1 - 10 bar.


~ 7 ~

- Tốc độ lọc: > 0,1 - 0,5 m3. m

-2. ngày

-1. bar

-1.

- Cơ chế hoạt động: rây, lọc.

- Vật liệu chế tạo: polymer, sợi, gốm sứ.

- Vùng ứng dụng : sữa, thực phẩm, luyện kim, dệt, dược, tách polymer, keo.

Màng nano

Màng nano được chế tạo lần đầu vào năm 1977, là dạng cải tiến của màng thẩm thấu ngược,

dùng dể làm mềm nước đối với nguồn nước có hàm lượng muối tan thấp. Màng nano còn có tác

dụng lọc vi khuẩn, virut, một số chất hữu cơ mang màu [10]

Kích thước lỗ của màng nano nhỏ hơn loại màng siêu lọc, lớn hơn của loại màng thẩm thấu

ngược.Chỉ số phân tử lượng bị chặn là từ 200 - 500. Áp suất động lực thấp hơn so với màng

thẩm thấu ngược. Màng nano vẫn đang trong quá trình phát triển, hoàn thiện.

- Loại màng: bất đối xứng, tổ hợp composit.

- Độ dày của màng: lớp giá đỡ 150 m, lớp màng 1m.

- Kích thước lỗ xốp: < 2 nm.

- Áp suất động lực: 15 - 25 bar.

- Tốc độ lọc: > 0,05 m3. m

-2. ngày

-1. bar

-1.

- Cơ chế hoạt động: hòa tan, hấp phụ, khuyếch tán.

- Vật liệu chế tạo: polymer.

- Vùng ứng dụng: nước lợ, làm mềm nước, tách loại chất hữu cơ trong nước, nước thải; nước

siêu tinh khiết, cô đặc dịch đồ uống, đường, sữa.

Màng thẩm thấu ngược.

Cấu trúc và cơ chế hoạt động của màng thẩm thấu ngược tương tự như loại màng nano nhưng

kích thước lỗ xốp nhỏ hơn, mang tính chất của màng đặc. Áp suất động lực phải sử dụng cao hơn

áp suất thẩm thấu. Chỉ số phân tử bị chặn là khoảng 100. Màng thẩm thấu ngược ngăn cản sự

chuyển dịch của tất cả các tạp chất, trừ nước. Để làm ngọt nước biển (3,5% NaCl, áp suất thẩm

thấu là 25 bar), áp suất động lực sử dụng nằm trong khoảng 40 - 80 bar.

11. 2. Cấu hình của màng lọc.

Đối với qui mô ứng dụng thực tiễn, diện tích màng cần sử dụng cho một quá trình tách chất

cần từ vài trăm đến nhiều ngàn m2. Tạo ra các dạng màng khác nhau dựa trên cơ sở giá thành và

hiệu quả sử dụng diện tích màng tối đa. Các cấu hình (hình dáng) khác nhau của màng được gọi


~ 8 ~

là modul. Sản xuất các modul màng với giá thành thấp được bắt đầu từ thập kỷ 60 - 70 của thế kỷ

20.

Màng lọc có bốn dạng: tấm phẳng, ống hình trụ, dạng cuộn và dạng sợi rỗng. Hai dạng đầu

vẫn còn đang được sử dụng nhưng do giá thành khá cao nên đang bị thay thế bởi hai loại sau:

Dạng cuốn

Màng kiểu dạng cuốn (hình 11. 1) gồm hai tấm màng, từng tấm được gắn vào một mặt của

một tấm xốp cùng diện tích. Ba chiều của màng và giá đỡ được gắn với nhau. Tấm giá đỡ xốp có

chức năng thu nước đã được lọc gắn với ống thu nước nằm ở trung tâm của cuộn màng (chiều

thứ 4). Số vòng cuốn xung quanh trục (ống thu nước ở tâm) tỉ lệ với diện tích mà một modul cần

có. Chiều lọc của dòng nước là hướng tâm, vào ống thu được khoan nhiều lỗ.

Bên trong modul chứa thiết bị tích áp suất.

Modul màng sử dụng trong phòng thí nghiệm thường chỉ có một cuộn với tiết diện 0,2 - 1,0

m2. Màng sử dụng trong công nghiệp có số cuộn nhiều hơn với diện tích mỗi cuộn 1 - 2 m

2.

Modul nhiều cuộn hạn chế được sự tổn hao áp suất. Nếu thiết bị màng cần diện tích lớn mà chỉ

sử dụng một cuộn (tăng số vòng) thì quãng đường đi của nước tới ống thu trung tâm sẽ dài gây

tổn hao áp suất lớn. Sử dụng nhiều cuộn ngắn để có diện tích lọc cao thì sự hao tổn áp suất trong

từng cuộn dễ kiểm soát.

Hình 11. 1. Cấu trúc màng dạng cuốn

Modul màng công nghiệp dạng tiêu chuẩn có kích thước: đường kính 20 cm, chiều dài 1m.

Loại đường kính 30 cm, chiều cao tới 1,5 m, tuy hợp lý về mặt giá thành nhưng gặp khó khăn về

thao tác nên nó được sử dụng không rộng rãi. Một số đặc trưng cơ bản của màng dạng cuốn có

chiều cao 1 m dược ghi trong bảng 11. 1.


~ 9 ~

Bảng 11. 1. Đặc trưng cơ bản của màng cuốn chiều cao 1 m [9].

Đường kính của modul (cm) 10 15 20 30

Số cuộn 4 - 6 6 - 10 15 - 30 30 - 40

Diện tích màng (m2) 3 - 6 6 - 12 20 - 40 30 - 60

Thông thường 4 - 6 modul được lắp ghép nối tiếp nhau trong một bình (ống) áp suất. Thiết kế

điển hình là trong một bình có đường kính 20 cm chứa 6 modul ghép nối tiếp nhau, có tổng diện

tích màng 100 - 200 m2.

Dạng sợi rỗng.

Phụ thuộc vào cách thức thao tác modul, màng sợi rỗng được chế tạo theo hai kiểu: nước vào

qua thành sợi và qua đầu sợi rỗng (hình 11. 2, 11. 3). Modul sợi rỗng có đầu vào qua thành sợi là

một chùm sợi đựng trong một thiết bị tích áp. Áp suất nén thúc đẩy nước chảy qua thành sợi, đi

vào trong ống và chảy ra tại một phía của đầu ống. Do phải chịu một áp lực đáng kể lên thành sợi

nên sợi có đường kính nhỏ và độ dày thành sợi lớn: đường kính trong thường là 50 m, đường

kính ngoài 100 - 200 m.


~ 10 ~

Hình 11. 2. Cấu trúc màng rỗng lọc qua thành sợi.

Modul kiểu này dễ chế tạo và có thể thiết kế những hệ chứa diện tích màng lớn.

Modul có nước vào từ đầu sợi (hình 11. 3) được thiết kế hở cả hai đầu của sợi, nước được

chảy trong lòng của sợi. Để hạn chế tắc dòng chảy trong lòng sợi, đường kính trong của sợi được

chế tạo lớn hơn so với trường hợp trên.

Hình 11. 3. Cấu trúc modul màng rỗng lọc qua đầu sợi.

Ưu điểm nổi bật của màng sợi rỗng là khả năng tăng cường diện tích lớn trong một modul đơn

lẻ. Ví dụ khi so sánh với màng dạng cuộn có chiều cao 1 m, đường kính 20 cm thì modul đó có

diện tích màng 20 - 40 m2, với modul tương đương của sợi rỗng chứa sợi có đường kính 100 m

thì diện tích màng của nó đạt tới 600 m2, lớn hơn 20 - 30 lần.

Đường kính của sợi càng lớn thì diện tích màng càng giảm, diện tích màng trên một đơn vị

chiều dài thấp: một modul màng cần 600 m2, cần đến chiều dài tổng cộng của sợi là 2000 km.

Giá thành bán màng là yếu tố rất khó xác định khi được bán theo dạng modul. Nhìn chung

modul màng hoạt động dưới áp suất cao có giá thành đắt hơn so với loại áp suất thấp hay chân

không. Giá thành còn phụ thuộc vào mục đích sử dụng và sức cung cấp. Ví dụ modul màng cuốn

thẩm thấu ngược dùng để xử lý nước lợ được rất nhiều hãng sản xuất nên giá thành thấp, trong

khi cũng modul đó nhưng sử dụng cho mục đích siêu lọc lại đắt hơn nhiều. Màng sợi rỗng có giá

thấp hơn đáng kể so với màng cuốn, màng ống trụ hoặc màng tấm tính theo m2 nhưng chỉ khi sản

xuất với khối lượng lớn do chi phí sản xuất ban đầu lớn.

Giá thành sản xuất các loại màng ước tính: (USD/m2) màng rỗng (2 - 10), màng sợi mao quản

(5 - 50), màng cuốn (5 - 50) màng phẳng (50 - 200), màng ống trụ (50 - 200). Giá bán thường

cao hơn giá sản xuất 2 - 5 lần [9].

11. 3. Áp suất thẩm thấu.


~ 11 ~

Thẩm thấu là một hiện tượng xảy ra phổ biến trong nhiều hệ: vật lý, hóa học, cơ thể động vật,

thực vật. Đó là hiện tượng pha loãng một dung dịch nhờ dung môi được vận chuyển qua một lớp

màng ngăn.

Ví dụ với cấu trúc của tế bào thực vật, rễ cây hút được nước là do áp suất thẩm thấu gây ra bởi

sự chênh lệch nồng độ muối khoáng giữa cơ thể thực vật với môi trường mà rễ tồn tại trong đó.

Bèo tây là loại thực vật nước ngọt, rễ hút nước cho cơ thể bèo được là do nồng độ khoáng

trong cơ thể bèo cao hơn trong nước. Trong môi trường nước mặn hay lợ, nồng độ muối khoáng

cao, áp suất thẩm thấu trong nước cao hơn trong cơ thể bèo vì vậy nó không hút được nước dẫn

tới bèo bị chết héo, khô.

Quan sát một hệ kín có một màng ngăn hệ đó ra làm hai vùng: Trong cả hai vùng đều chứa

cùng dung môi (nước) và có cùng chất tan (muối) nhưng với nồng độ chất tan ở hai vùng khác

nhau (một vùng có thể chỉ có dung môi, không chứa chất tan).

Nếu màng ngăn có kích thước lỗ xốp lớn mà cả dung môi lẫn chất tan đều dễ dàng vận chuyển

qua thì chất tan trong ngăn có nồng độ đặc sẽ khuyếch tán qua màng sang vùng có nồng độ thấp.

Sau một thời gian nào đó, nồng độ chất tan ở cả hai ngăn có giá trị bằng nhau.

Nếu màng ngăn có lỗ xốp nhỏ, chỉ vừa đủ để cho dung môi thấm qua, chất tan không thể

khuyếch tán qua do có kích thước lớn hơn lỗ xốp của màng (màng có tính chất trên gọi là màng

bán thấm), khi đó thì dung môi sẽ thấm từ ngăn loãng sang ngăn đặc, chỉ dừng khi nồng độ chất

tan của hai ngăn bằng nhau. Trong trường hợp đầu xảy ra sự khuyếch tán của chất tan qua màng,

còn trong trường hợp sau xảy ra sự khuyếch tán của dung môi qua màng để cân bằng nồng độ

của hai vùng. Sự khác biệt đối với hai trường hợp trên là mực nước ở ngăn có nồng độ đặc sau

khi được pha loãng sẽ tăng lên. Hiện tượng trên gọi là thẩm thấu. Mực nước tăng lên so với khi

hiện tượng thấm chưa xảy ra ứng với áp suất thủy tĩnh nó đạt được gọi là áp suất thẩm thấu. Hiện

tượng trên được nhà vật lý người Pháp quan sát thấy vào năm 1748 khi sử dụng da động vật làm

màng bán thấm.

Áp suất thẩm thấu , tương ứng với mực nước dâng trong khoang chứa dung dịch đặc được

tính theo phương trình:

TRCVn

nTRt

t ...

.. (11-1)

n, nt là số mol của dung môi và chất tan. V là thể tích mol của dung môi; n.V là tổng thể tích

của dung môi. Đại lượng Ct = nt/n.V là nồng độ mol của chất tan trong dung dịch. R là hằng số

khí, T là nhiệt độ.

Phương trình (11-1) có dạng giống phương trình khí lý tưởng (p.V = n. R.T).


~ 12 ~

Nếu biểu diễn Ct theo nồng độ khối lượng Cm (khối lượng chất tan trong một đơn vị thể tích

của dung môi, mg/l, g/m3...), đại lượng thường được sử dụng trong công nghệ xử lý nước, nước

thải, mối quan hệ giữa chúng là:

V

C

VM

m

V

nC m

t .

(11-2)

và TRM

Cm .. (11-3)

Phương trình (11-3) cho thấy mối tương quan giữa áp suất thẩm thấu với nồng độ và phân tử

lượng của chất tan.

Nồng độ chất tan là tổng của mọi dạng chất tan tồn tại trong nước, từ dạng trung hòa đến phân

li. Một muối tồn tại ở dạng phân li (ví dụ Na, Cl- từ NaCl, Ca, Cl

- từ CaCl2) gây ra áp suất thẩm

thấu của hệ là do cả hai dạng ion: âm và dương.

Phân tử lượng của một chất tan càng nhỏ thì gây ra áp suất thẩm thấu càng lớn. Ví dụ tính

toán sau cho thấy rõ mối quan hệ giữa áp suất thẩm thấu và phân tử lượng của chất tan: tính áp

suất thẩm thấu của ba dung dịch khác nhau có chứa các thành phần chất rắn trong đó với cùng

nồng độ khối lượng 3% (30 g/l). Tạp chất trong các dung môi trên gồm: muối NaCl, albumin

(phân tử lượng 65.000), chất huyền phù (khối lượng 10-9

g). Áp suất tính được cho ba trường hợp

trên lần lượt là: 25,4 bar, 0,01 bar và 10-12

bar. Ví dụ trên cho thấy áp suất thẩm thấu đối với quá

trình vi lọc, siêu lọc (tách các tạp chất có kích thước lớn) là rất nhỏ có thể bỏ qua, trong khi các

quá trình màng nano và thẩm thấu ngược (tách các chất có phân tử lượng thấp) là rất lớn.

Nếu sử dụng một áp suất áp vào ngăn có nồng độ chất tan cao thì sẽ xảy ra hiện tượng: dòng

chảy từ ngăn loãng sang ngăn đặc sẽ chậm dần lại khi tăng dần áp suất, dòng chảy ngừng hẳn khi

áp suất áp đặt bằng áp suất thẩm thấu, khi áp suất này lớn hơn thì dòng chảy sẽ đổi chiêu: đi từ

ngăn đặc sang ngăn loãng. Đó chính là nguyên lý hoạt động của phương pháp màng thẩm thấu

ngược. Nồng độ chất tan cao gây áp suất thẩm thấu lớn, và vì vậy cần áp suất động lực cao khi

sử dụng kỹ thuật màng thẩm thấu ngược. Trong kỹ thuật làm ngọt nước từ nước biển hay nước

lợ, áp suất thẩm thấu tăng tỉ lệ với nồng độ muối; giá trị tăng khoảng 0,691. 10-3

at khi muối tăng

thêm 1 mg/l.

Ví dụ với nước lợ có nồng độ muối 4000 mg/l thì áp suất thẩm thấu là 2,76 at, với nước biển

có nồng độ muối 35.000 mg/l thì áp suất thẩm thấu là 24,18 at. Tuy nhiên áp suất thẩm thấu thực

tế trong hai trường hợp trên sẽ lớn hơn do các thành phần tan khác tồn tại trong đó.

Trong thực tế, màng bán thấm không ngăn được tất cả các chất tan do cơ chế chuyển khối của

các chất tan trong màng là quá trình hòa tan (hấp phụ) của chất tan vào màng và khuyếch tán của


~ 13 ~

chúng trong màng. Dòng chất tan vận chuyển qua màng J tỉ lệ với sự chênh lệch nồng độ giữa

hai phía của màng C1, C2:

J = B (C2 - C1) (11-4)

B là hệ số thấm của màng thể hiện tính năng hấp phụ và khuyếch tán của chất tan trong màng,

tức là phụ thuộc vào vật liệu chế tạo màng và cấu trúc xốp của nó. Khả năng thấm qua màng của

chất tan ít phụ thuộc vào áp suất động lực.

Độ chọn lọc của màng R đối với chất tan được định nghĩa là phần bị giữ lại trên màng so với

lượng chất tan của dòng vào:

12

1

21 /1 CCC

CCR

(11-5)

Độ chọn lọc của màng phụ thuộc vào loại màng, nồng độ chất tan và hóa trị của chất tan. Độ

chọn lọc của màng tăng khi tăng áp suất động lực.

Kỹ thuật thẩm thấu ngược cho phép loại bỏ các chất hữu cơ dạng trung hòa tan trong nước,

chỉ số phân tử lượng bị chặn của màng càng thấp thì hiệu quả tách loại càng cao. Phần lớn các

tạp chất hữu cơ trong nước, nước thải (chất hữu cơ tự nhiên, axit hữu cơ lignin, chất bảo vệ thực

vật) đều có phân tử lượng lớn hơn 100 nên có thể tách chúng bằng phương pháp màng.

Những loại màng có chỉ số phân tử lượng bị chặn từ 200 - 500 (màng nano) cũng có thể sử

dụng để làm mềm nước và tách loại chất hữu cơ vì khả năng chặn giữ của màng với các đối

tượng trên khá cao.

Hiện tượng phân cực và nhiễm bẩn màng lọc

Trong quá trình lọc, màng dễ bị tắc và hư hại do hai nguyên nhân chính là phân cực nồng độ

và màng bị nhiễm bẩn. Cả hai hiện tượng trên đều thể hiện ở sự suy giảm tốc độ lọc của màng

theo thời gian. Tốc độ lọc của màng tỉ lệ nghịch với trở khối, tỉ lệ thuận với áp suất động lực. Áp

suất động lực của một thiết bị màng được thiết kế dễ dàng kiểm soát, suy giảm tốc độ lọc chủ

yếu là do trở khối của màng tăng. Trong trường hợp lý tưởng về mặt vận hành, trở khối lọc do

cấu trúc của màng quyết định, hiện tượng tăng trở khối trong vận hành là do các nguyên nhân:

- Trong quá trình lọc, nồng độ chất tan, cặn tăng lên trên bề mặt (hoặc sát bề mặt) lớp màng, lớp

hình thành có mật độ chất tan, cặn cao làm tăng trở khối lọc, giảm tốc độ lọc của màng. Hiện

tượng đó gọi là phân cực nồng độ. Lớp nồng độ đó đôi khi tạo nên cúc trúc gel (tập hợp hạt có

liên kết khá bền) với một độ dày nhất định, đặc biệt khi nước có chứa thành phần protein.

- Trong quá trình lọc, một số chất chui vào mao quản gây tắc, làm giảm tốc độ lọc. Tác nhân gây

nhiễm bẩn, tắc màng gồm nhiều thành phần: dạng hạt không tan (bùn), vi sinh vật, hợp chất hữu

cơ, dầu mỡ, chất kết tủa hình thành trong quá trình lọc qua màng.


~ 14 ~

Vệ sinh màng để khôi phục lại tốc độ lọc hoặc áp dụng các biện pháp tiền xử lý để tránh (một

phần) là các giải pháp thường được sử dụng.

Tiền xử lý là biện pháp xử lý nước nhằm loại bỏ các yếu tố có khả năng làm bẩn màng. Nước

biển chứa canxi, magie, sunfat và bicarbonat khá cao, khi lọc qua màng thẩm thấu ngược, muối

sunfat, carbonat của canxi va magie có độ tan thấp hình thành, gây tắc màng lọc. Sử dụng

phương pháp trao đổi ion để tách loại các thành phần trên (chi phí không quá cao) là biện pháp

tiền xử lý trước khi sử dụng màng lọc làm ngọt nước.

Khử trùng cho thiết bị màng cũng luôn cần thiết để tránh sự phát triển của vi sinh vật. Tiến

hành khử trùng nước đầu vào bằng biện pháp clo hóa là nhằm mục đích trên. Với màng cellulose

axetat, clo hóa nước đầu vào đủ để kiểm soát vi sinh vật. Với màng polyamid, màng tổ hợp thì

không cần khử trùng cho nước vì nó trơ với vi sinh vật. Biện pháp khử trùng sốc theo chu kỳ với

hóa chất formaldehyd, peroxid hay axit peraxetic cũng là biện pháp chống nhiễm bẩn do vi sinh

vật.

Khi màng bị nhiễm bẩn cần tiến hành làm vệ sinh cho màng. Qui trình cụ thể làm vệ sinh

màng phụ thuộc vào đặc trưng hóa học của nguồn nước cần lọc, vào dạng và bản chất của màng

cũng như dạng gây nhiễm bẩn. Nét đặc trưng chung nhất của kỹ thuật làm vệ sinh màng là quay

vòng dung dịch rửa với tốc độ lớn, tiếp theo là ngâm màng trong dung dịch trong một thời gian

nhất định, tiếp tục quay vòng dung dịch rồi tiếp tục các bước như trên. Dung dịch rửa màng là

các loại: axit, kiềm, chất tẩy rửa, phức chất chelat, sản phẩm đã được pha chế, chất khử trùng.

Dung dịch axit HCl, H3PO4 hoặc citric có tác dụng hòa tan tốt các thành phần cặn lắng

(CaCO3, CaSO4, hydroxit kim loại). Với màng cellulose axetat, dung dịch axit không được có

pH < 2 để tránh quá trình thủy phân màng. Dung dịch axit oxalic rất thích hợp cho hòa tan cặn

chứa sắt. Axit citric có hiệu quả hòa tan thấp đối với muối sunfat canxi, magie và bari, phức chất

EDTA có hiệu quả hơn.

Để làm sạch vi khuẩn, chất bám dính trên mặt màng, dung dịch kiềm kết hợp với chất tẩy rửa

thường được sử dụng. Thêm một vài loại enzym vào dung dịch có tác dụng tẩy rửa tốt một số

loại vi sinh và chất nhiễm bẩn dạng hữu cơ. Các nhà sản xuất màng lớn thường cung cấp kèm

theo chất tẩy rửa màng, chất tẩy rửa được pha chế theo công thức được nghiên cứu phù hợp với

nhiều loại nguồn nước và được chỉ định sử dụng cho từng loại màng. Hiệu quả tẩy rửa của các

dung dịch được pha chế thường là cao so với các dung dịch tự pha chế.

11. 4. Quá trình chuyển khối qua màng.

Tính chất quan trọng nhất của màng là khả năng kiểm soát tốc độ thấm qua màng của các cấu

tử khác nhau. Cho tới nay hai mô hình chuyển khối được sử dụng để mô tả quá trình thấm qua


~ 15 ~

màng là: dòng chảy trong mao quản và mô hình hòa tan - khuyếch tán. Hai mô hình trên được

xây dựng phù hợp với độ lớn lỗ xốp của màng, mô hình đầu áp dụng cho màng có lỗ xốp lớn, mô

hình sau thích hợp cho các loại màng có lỗ xốp nhỏ và màng đặc.

Mô hình hòa tan - khuyếch tán được xây dựng trên cơ sở: một chất thấm qua màng trước hết

được hòa tan vào màng, sau đó nó khuyếch tán qua màng theo hướng có nồng độ thấp. Các chất

thấm qua màng có mức độ hòa tan (hấp phụ) khác nhau và khuyếch tán khác nhau là cơ sở để

tách chúng ra khỏi hỗn hợp.

Mô hình dòng chảy trong mao quản được xây dựng trên cơ sở giả thiết có tồn tại một dòng

chảy của chất lỏng trong mao quản của màng. Động lực của dòng chảy chất lỏng chính là sự

chênh lệch áp suất tạo ra sự đối lưu cưỡng bức (quá trình chuyển khối cơ bản: khuyếch tán, đối

lưu được trình bày trong 7. 2. 1. 1) giữa hai đầu màng.

Dòng chảy của chất lỏng q do áp suất được mô tả qua định luật Darcy: dòng chảy trên một

đơn vị tiết diện tỉ lệ thuận với sự chênh lệch áp suất, dp/dx, trên một đơn vị độ dài dọc theo

hướng của dòng chảy:

q = - K. dp/dx (11-6)

K là hằng. dấu âm (-) chỉ hướng dòng chảy từ vùng áp suất cao xuống vùng thấp. Định luật

Darcy mô tả và cho phép tính toán lượng chảy qua một môi trường nào đó. Định luật Darcy chỉ

ứng dụng được cho dòng chảy phẳng, tốc độ chậm, không sử dụng được cho vùng chảy xoáy.

Trong dòng chảy phẳng, cơ chế chuyển động của chất lỏng là quá trình trượt của lớp nước nọ

trên lớp nước kia, thể hiện là tốc độ dòng chảy tỉ lệ nghịch với độ nhớt của chất lỏng. Chú ý tới

tính chất đó, phương trình (11-6) được viết thành:

dxdpK

q o /.

(11-7)

Trong đó Ko là độ thấm đặc trưng, có đơn vị là bình phương của chiều dài, tính theo đơn vị

darcy (1 darcy = 9,87. 10-9

cm2). Phương trình (11-7) được ứng dụng trong kỹ thuật lọc trong đó

có lọc màng.

Một màng lọc thông dụng thường có một độ xốp nhất định, đó là phần thể tích rỗng so với thể

tích tổng của vật liệu. Thể tích rỗng được hình thành từ tập hợp thể tích của từng mao quản với

kích thước (đường kính) hiệu dụng nào đó. Chất lỏng chảy qua màng lọc được xem là tổng dòng

chảy qua từng mao quản. Tốc độ chảy của chất lỏng trong từng mao quản với đường kính là d

được mô tả qua định luật Poiseuille:

dx

dpdQ .

128

. 4

(11-8)


~ 16 ~

Mối quan hệ giữa độ thấm đặc trưng Ko của một môi trường lọc với bán kính của mao quản d

và độ xốp được mô tả qua phương trình Kozeny - Carman:

2

32

)1(180

.

dKo (11-9)

và tổng dòng chảy qua một môi trường xốp được tính:

dxdpdq

/.

)1(.

180 2

32

(11-10)

Mô hình dòng chảy trong mao quản có thể ứng dụng đối với màng vi lọc và siêu lọc. Việc tính

toán tốc độ dòng chảy thường vấp phải một số khó khăn sau:

- Tốc độ lọc phụ thuộc rất mạnh vào đường kính của mao quản, độ lớn mao quản của một màng

nào đó không phải là một giá trị xác định mà phân bố trong một khoảng nào đó.

- Độ xốp của màng có thể thay đổi dọc theo chiều dày của lớp màng.

- Trong một số loại màng (gốm, sứ, kim loại) tính chất ―mao quản‖ không thể hiện rõ, một không

gian rỗng có thể bị một phần chất rắn ―chặn‖ trước khi thông qua tới phía đối diện.

Mô hình chuyển khối do cơ chế hòa tan - khuyếch tán được áp dụng có hiệu quả đối với các

màng đặc (kích thước mao quản nhỏ). Theo mô hình trên thì các cấu tử (tan) bị hấp phụ trên vật

liệu màng, sau đó khuyếch tán dọc theo chiều dày của màng về hướng có nồng độ thấp. Mô hình

trên được áp dụng cho các màng thẩm thấu ngược, màng tách khí, tách hơi trên vật liệu polyme.

Hòa tan các chất còn gọi là quá trình hấp thu, khả năng hấp thu của màng đối với một chất tan

được đặc trưng bởi khả năng tương tác của màng và chất tan. Khả năng tương tác càng cao thì

khả năng hấp thu của hệ càng lớn; được đặc trưng bởi hằng số hấp thu Kh có giá trị lớn. Khuyếch

tán của chất tan trong màng là một quá trình khuyếch tán kích hoạt, phụ thuộc vào tương tác của

hệ cũng như cấu trúc xốp của màng.

Độ thấm của màng đặc P trong mô hình hòa tan - khuyếch tán được định nghĩa:

P = Kh D (11-12)

D là hệ số khuyếch tán của chất tan trong màng.

Một trong những ứng dụng thích hợp của mô hình hòa tan - khuyếch tán là cho trường hợp

màng thẩm thấu ngược để làm ngọt nước hoặc tách bất cứ một chất tan nào đó. Quá trình chuyển

khối xảy ra trong màng bao gồm hai dòng: của nước và của chất tan. Khi áp suất động lực lớn

hơn áp suất thẩm thấu, nước bắt đầu chảy từ nơi có nồng độ muối cao sang vùng có nồng độ thấp

và đồng thời cũng xuất hiện dòng vận chuyển của muối theo hướng đó.

Dòng vận chuyển của nước JN tỉ lệ với hiệu số áp suất động lực (p) và áp suất thẩm thấu :


~ 17 ~

0,1 nm 1 nm 10 nm 100 nm 1m 10 m 100 m

kích thước

mao quản

lọc thẩm thấu

lọc nano

siêu lọc

vi lọc

lọc thông

dụng

JN = - A. (p-) (11-13)

A là hệ số thấm của nước qua màng, được tính toán từ quá trình hấp thu (KN) và khuyếch tán

(DN) của nước qua màng [9].

hTRl

KDA NN

...

. (11-14)

A là hệ số thấm của nước qua màng.

l: độ dày của màng, DN, KN là hệ số khuyếch tán và hấp thu của nước đối với màng. h là một

hệ số đặc trưng cho nước.

Dòng vận chuyển của muối qua màng JM được tính:

JM = B (Co - C1) (11-15)

Co, C1 là nồng độ muối tại hai phía của màng. B là hệ số thấm của muối đặc trưng cho hấp thu

và khuyếch tán của muối trong màng:

l

KDB MM . (11-16)

DM: hệ số khuyếch tán của muối, KM là hệ số hấp thu của muối trong màng.

Một màng thẩm thấu ngược có hiệu quả cao là màng có giá trị A lớn và B nhỏ.

11. 5. Ứng dụng quá trình lọc màng trong xử lý nước thải.

Lọc màng bao gồm một khoảng rộng về các quá trình tách chất từ vi lọc cho tới lọc thẩm thấu

ngược, với kích thước của mao quản từ 10 m (10.000 nm) đến 1 nm.

Quá trình lọc phù hợp với kích thước tương đối của đối tượng lọc được trình bày trong hình

11. 4 [11].


~ 18 ~

Hình 11.41. Các quá trình lọc tương ứng với kích thước mao quản.

Với kích thước của các chất cần lọc, kích thước mao quản của màng lọc cần được chọn lựa

một cách tương ứng, bảng 11. 2 chứa thông tin sơ bộ về các mối tương quan trên.

Hiệu quả tách chất đối với một số đối tượng trong xử lý nước thải của các loại màng khác

nhau được trình bày trong bảng 11. 3.

Bảng 11. 2. Mối quan hệ giữa cấu tử cần tách loại với kích thước của màng lọc.

Chất cần tách Kích thước mao

quản (nm)

Cơ chế tách chất

Ion 1-20 Khuyếch tán, hòa tan

Chất hữu cơ tan 5-200 Khuyếch tán, hòa tan

Chất hữu cơ dạng keo 200-10.000 Chảy qua mao quản

Keo và huyền phù 75.000 Chảy qua mao quản

Bảng 11. 3. Kỹ thuật màng ứng dụng trong xử lý nước thải [11].

Đối tượng vi lọc siêu lọc lọc nano lọc thẩm thấu

ngược

Huyền phù rất tốt KTT**

KTT KTT

Hữu cơ tan K*

rất tốt rất tốt rất tốt

Hữu cơ bay hơi

(VOC)

K kém mức độ khá tốt

Vô cơ tan K K tốt rất tốt (90-99%)

Áp suất thẩm

thấu

Không nhỏ khá cao rất cao

Áp suất động lực

(bar)

1-3 3-7 5-10 15-70

Giá thành

(USD/(lit.ngày))

0,04 -0,40 0,04-0,49 0,04-0,40 0,04-0,40

Giá vận hành 0,15 - 1,10 0,15-0,80 0,20-0,80 0,25-0,80


~ 19 ~

(USD/m3 đầu

vào)

Ghi chú: KTT - không thực tế. K - không ứng dụng.

Tiêu chuẩn thải cao theo qui định mới của các quốc gia phát triển về hàm lượng cặn, COD,

BOD và đặc biệt là loại vi sinh gây bệnh đã thúc đẩy việc áp dụng kỹ thuật màng vào xử lý nước

thải với tư cách là một đơn vị công nghệ trong hệ thống, đóng vai trò tách các chất trong một hệ

lỏng - rắn - khí. Mục đích trước hết của màng lọc là tách các chất huyền phù, dạng keo, các chất

có phân tử lượng lớn, vi khuẩn.

Mặt khác, tái sử dụng nước thải cũng là đòi hỏi cấp bách đối với nhiều nước. Kỹ thuật màng

lọc cũng là phương tiện tốt để tiệm cận mục tiêu trên. Nước thải có thể quay vòng có nhiều loại

trừ loại có chứa phân. Kỹ thuật màng cho phép tách loại nhiều tạp chất có kích thước khác nhau

nên nó không chỉ sử dụng để tách các chất rắn mà ngay cả các tạp chất tan trong nước và vì vậy

hứa hẹn những triển vọng xử lý các đối tượng nước thải chứa nhiều tạp chất hữu cơ trơ [12, 13,

14].

Màng được ghép vào hệ xử lý vi sinh theo hai phương án: ngay trong khối phản ứng và chìm

trong đó (submerged) hoặc trong hệ thống phụ nằm ngoài khối phản ứng (side stream). Màng

chìm hoạt động với áp suất động lực thấp và do vậy tốc độ lọc không cao so với sử dụng hệ

thống phụ. Tuy vậy, màng chìm đỡ bị nguy cơ nhiễm bẩn và ít cần tới các biện pháp vệ sinh

mạnh.

Hệ xử lý vi sinh bao gồm các dạng: huyền phù, cột lọc sinh học, dạng tầng linh động, dòng

liên tục và ngắt đoạn trong môi trường hiếu khí, thiếu khí và yếm khí [12, 16, 17, 18].

Hệ tổ hợp xử lý vi sinh - lọc màng ngoài đạt hiệu quả cao về khả năng tách loại chất rắn còn

có một số ưu điểm:

- Do không phải sử dụng tới quá trình lắng thứ cấp nên có thể duy trì mật độ sinh khối rất cao,

tới 20 - 25 g/l. Mật độ sinh khối cao cho phép giảm đáng kể thể tích của bể phản ứng do thể

tích phản ứng tỉ lệ nghịch với mật độ sinh khối.

- Mật độ sinh khối cao cho phép tăng thời gian lưu tế bào của hệ, thúc đẩy loại vi sinh nitrifier

phát triển và cũng tạo điều kiện thuận lợi cho quá trình khử nitrat, tích lũy photpho của vi sinh

vật với các chất hữu cơ có nguồn gốc phân hủy nội sinh [13, 16, 17, 18].

- Khả năng tách loại các chất hữu cơ dạng trơ trong hệ tổ hợp được cải thiện so với hệ xử lý vi

sinh thông dụng do tăng cường khả năng hấp phụ của bùn.

Tuy có rất nhiều ưu điểm, hệ tổ hợp xử lý vi sinh - lọc màng cũng đối mặt với những khó

khăn về mặt vận hành và giá thành.


~ 20 ~

- Giai đoạn cấp oxy cho hệ bùn hoạt tính thường chiếm tới 70% năng lượng sử dụng của hệ xử lý

[19] nên ảnh hưởng quan trọng đến giá thành vận hành. Mật độ vi sinh cao trong hệ xử lý làm

giảm đáng kể hiệu quả hấp thu oxy (quá trình chuyển khối), ví dụ khi tăng mật độ vi sinh từ 7 lên

17 g/l thì hiệu quả hấp thu oxy (tính theo hệ số ) giảm từ 0,7 xuống còn 0,4.

Do mật độ vi sinh cao nên quá trình phân hủy nội sinh diễn ra mạnh hơn, kéo theo đó là mức

độ tiêu thụ oxy tăng (bù lại lượng bùn thải sẽ thấp).

Có rất nhiều phương án được khảo sát để làm tăng hiệu suất sử dụng oxy đối với hệ tổ hợp vi

sinh - lọc màng, thuận lợi hơn cả là sử dụng thiết bị phân phối khí dạng cực mịn [19, 20, 21].

- Tốc độ lọc của màng giảm rất nhanh trong khi vận hành, đạt được tốc độ ổn định sau một chu

kỳ. Ví dụ với màng phẳng polysulphone, kích thước mao quản 0,4 m, tốc độ thấm của màng lúc

đầu là 28 l. m-2

. h-1

giảm xuống còn 8 l. m-2

. h-1

sau 76 ngày hoạt động. Áp suất động lực cũng

tác động đến mức độ suy giảm tốc độ lọc: tốc độ lọc ban đầu 466 l. m-2

. h-1

. bar-1

giảm xuống

đến 133 l. m-2

. h-1

. bar-1

sau 160 chu trình hoạt động. Hệ lọc màng sử dụng áp suất động lực

thấp tỏ ra có hiệu quả hơn về phương diện năng lượng [12].

Vệ sinh màng theo chu kỳ là thao tác không thể thiếu, chu kỳ vệ sinh màng phụ thuộc vào

nhiều yếu tố thuộc bản chất của hệ xử lý cũng như vận hành hệ thống [22, 23, 24].

Với nhiều ưu điểm của hệ tổ hợp vi sinh - lọc màng, kỹ thuật này được áp dụng để xử lý nước

thải sinh hoạt, nước rác [17, 18], nước thải giàu nitơ, photpho [16, 25, 26, 27], các loại nước thải

khác như dệt nhuộm [28] hoặc nâng cấp hệ thống xử lý nước thải giấy [29].


~ 21 ~

Hệ xử lý tự nhiên.

Trong môi trường tự nhiên, các quá trình vật lý, hóa học, sinh học xảy ra đồng thời do tương

tác của các yếu tố: nước, đất, thực vật, vi sinh vật, khí quyển.

Các quá trình xảy ra trong tự nhiên liên quan đế hiện tượng xử lý các chất gây ô nhiễm đã

được thiết lập và tồn tại hàng triệu năm trước, rất xa trước khi con người ý thức được và chủ

động giải quyết vấn đề.

Các quá trình xảy ra trong tự nhiên bao gồm nhiều quá trình đã được sử dụng trong công nghệ

xử lý nước thải như lắng, lọc, oxy hóa - khử, hấp phụ, trao đổi ion, chuyển hóa sinh hóa và các

quá trình đặc thù như quang hợp, oxy hóa quang hóa và hấp thu của thực vật. Đặc điểm nổi bật là

trong các hệ tự nhiên, tốc độ của một quá trình xảy ra chậm nhưng đồng thời ngay trong một hệ

sinh thái, khác với các hệ nhân tạo là phần lớn các quá trình đơn lẻ (đơn vị công nghệ) xảy ra

riêng biệt, kế tiếp nhau trong một vùng không gian giới hạn; tốc độ quá trình được thúc đẩy

thông qua tăng cường năng lượng cho hệ xử lý.

Các nước công nghiệp phát triển với tiềm năng kinh tế hùng mạnh đã chi phí nguồn tiền

khổng lồ để xử lý nước thải trong thời gian vài thập kỷ qua bằng cách đầu tư vào xây dựng các

kênh dẫn nước thải, xây dựng hệ thống xử lý nước thải tập trung, luôn đầu tư nâng cấp các hệ

thống đang hoạt động nhằm đáp ứng tiêu chuẩn thải ngày càng được qui định ngặt nghèo hơn.

Tuy nhiên, các hệ thống xử lý đã được xây dựng và nâng cấp có khả năng xử lý hợp chất nitơ,

photpho cũng không nhiều, và đó chính là lý do thường xuyên gây ra hiện tượng phú dưỡng

trong môi trường nước mặt hay sự lây nhiễm trong nước ngầm.

Tình trạng ô nhiễm ở các nước đang phát triển có thu nhập thấp, nơi khoảng 90% dân số thế

giới đang sống, còn nghiêm trọng hơn do thiếu tiền đầu tư, cơ sở hạ tầng kém hoàn thiện, nhân

thức có giới hạn mà tốc độ đô thị hóa lại cao. Một trong những giải pháp có thể lựa chọn cho

những nước nghèo là tận dụng các hệ tự nhiên để xử lý nước thải do chi phí không quá cao và

phần lớn có khí hậu ấm áp thích hợp với các quá trình tự nhiên.

Hệ xử lý tự nhiên cũng được các nước công nghiệp sử dụng khá rộng rãi để xử lý nước thải,

đặc biệt đối với vùng nông thôn, cụm dân cư nhỏ, chính họ là những người đi tiên phong trong

lĩnh vực này [1, 2, 3, 4, 5]. Chẳng những các nước phát triển, cả các nước đang chậm phát triển

cũng rất quan tâm đến các hệ xử lý tự nhiên vì nó giảm bớt được đầu tư mà còn kết hợp với sản

xuất sạch, tạo ra các sản phẩm hữu ích kết hợp với bảo vệ môi trường trên quan điểm ―hệ tổ hợp‖

(integrated system) [6, 7, 8, 9, 10].

12


~ 22 ~

Hệ xử lý tự nhiên bao gồm hai phạm trù chính có liên quan đến môi trường đất và môi trường

nước hoặc kết hợp cả hai.

Quá trình xử lý liên quan đến đất gồm: lọc nhanh, lọc chậm, chảy tràn. Hệ xử lý liên quan đến

môi trường nước là các vùng nước tự nhiên hoặc nhân tạo và hệ thực vật sống trong đó.

Những đặc trưng chủ yếu liên quan đến hệ xử lý tự nhiên được trình bày trong các phần tiếp

theo.

12. 1. Hệ xử lý tự nhiên và đặc trưng.

Hệ xử lý tự nhiên liên quan đến xử lý nước thải bao gồm các quá trình lọc nhanh, lọc chậm,

chảy tràn, diễn biến xảy ra trong các vùng đất ướt và hoạt động của vi sinh vật, thực vật trong

các môi trường đó. Đặc điểm rất quan trọng là trong một hệ sinh thái, các quá trình trên xảy ra

đồng thời, tương tác lẫn nhau và có thể thúc đẩy hay hạn chế chúng thông qua các tác động chủ

quan của con người.

Trước khi con người biết áp dụng hệ tự nhiên để phục vụ mục đích làm sạch nước thải thì quá

trình tự nhiên đó đã diễn ra một cách ―tự phát‖ do mục đích tối hậu là ―cân bằng sinh thái‖, sự

tác động thêm của con người không phải là sự ―tạo ra‖ mà chỉ là sự ―thúc đẩy‖ thêm tự nhiên

―tăng tốc‖ phục vụ nhu cầu mà nguyên nhân do chính mình gây ra, và mong muốn đó chỉ có thể

thực hiện được khi sự hiểu biết cần phải không quá thấp so với diễn biến thực tại.

Xử lý nước thải trên nền đất đã được người Mỹ và Châu Âu vận dụng từ thế kỷ 19 [11]. (Mỹ,

Canada, Anh, Pháp, Đức...) được hệ thống hóa từ giữa thế kỷ 20 dưới dạng: nước tưới cây, nước

canh tác, chuyển thành nước ngầm, đồng nghĩa với việc tái sử dụng nguồn tài nguyên mà sự

thiếu hụt của nó đối với cuộc sống luôn là mối đe dọa đối với nhiều vùng dân cư.

Hệ xử lý nước thải tự nhiên liên tục tăng theo thời gian để phục vụ các cụm dân cư nhỏ sống ở

vùng nông thôn. Hệ được sử dụng nhiều và ưa chuộng là hệ xử lý nhân tạo phối hợp với cây

trồng nửa ngập nửa nổi hoặc thực vật nổi.

12. 2. Phương pháp lọc.

Nước thải được sử dụng để tưới cho đất canh tác nhằm hai mục tiêu: xử lý nước thải và cung

cấp nước cho cây trồng. Nước tưới được bốc hơi hoặc thấm theo chiều ngang hoặc chiều dọc qua

tầng đất. Nước dư chảy tràn thường được thu gom lại và tiếp tục tưới. Nước thải được xử lý khi

thấm qua tầng đất lọc. Trong phần lớn các trường hợp, nước thấm sẽ tiếp cận đến tầng nước

ngầm, trong một số trường hợp khác sẽ nhập vào nguồn nước mặt nào đó hoặc được thu hồi

thông qua hệ thu nước đặt phía dưới hoặc các giếng thu nước.


~ 23 ~

Tốc độ tưới, chọn lọc loại cây trồng và chế độ canh tác là các yếu tố được sử dụng để thiết kế

hệ xử lý lọc.

Thiết kế hệ xử lý lọc được tiến hành theo hai bước: sơ bộ và chi tiết.

Thiết kế sơ bộ được tiến hành khi điều tra được chất lượng, đặc trưng của nước thải và luật

môi trường liên quan. Các bước thiết kế quan trọng của quá trình lọc chậm cùng với các quá

trình khác được liệt kê và so sánh trong bảng 12. 1.

Đánh giá và lựa chọn vị trí.

Những đặc trưng của đất trong vị trí được chọn cần được đánh giá bao gồm: pH, khả năng

trao đổi ion, độ dẫn điện, độ thấm, độ sâu của tầng nước ngầm, độ dốc, mục đích sử dụng đất,

chế độ thủy văn. Trong đó độ thấm, độ sâu của tầng nước ngầm, lớp đất chống thấm là những

đặc trưng quan trọng nhất khi lựa chọn vị trí. Mức độ thấm theo chiều dọc (xuống) dưới điều

kiện bão hòa của lớp đất có độ thấm chậm nhất là yếu tố quyết định mức độ tải lượng tưới và

chọn lựa loại cây trồng trên đó cũng như lựa chọn hệ phân phối nước.

Đất có độ thấm 5 - 50 mm/giờ là môi trường thích hợp cho hệ lọc chậm do đảm bảo được sự

hài hòa giữa khả năng thoát nước và lưu giữ được tạp chất trong nước. Mức độ thấm của đất liên

quan đến cấu trúc xốp của đất, đất cát có độ xốp lớn, đất sét có độ thấm nhỏ. Một cách thô thiển,

đất có thể chia làm hai loại chính: đất khoáng hóa và đất mùn. Đất khoáng là loại có khối lượng

riêng khá cao, 1 - 1,8 kg/l, hàm lượng carbon trong đất thấp hơn 10%. Đất mùn có khối lượng

riêng thấp ( < 0,3 kg/l), hàm lượng carbon cao (10 - 50%). pH của đất khoáng nằm trong vùng từ

chua đến kiềm, của đất mùn là từ chua đến trung tính [12]. Đất có tính thấm chậm liên quan đến

thành phần sét trong đó hoặc do lớp lót bê tông bên dưới. Đất có tính thấm nhỏ thích hợp cho xử

lý nước nhưng với năng suất thấp và khó chăm sóc, quản lý thực vật sống trên đó. Đất có tính

thấm nhỏ thích hợp hơn cho quá trình xử lý kiểu chảy tràn.

Bảng 12. 1. Các bước trong thiết kế hệ xử lý tự nhiên [11].

Lọc chậm Lọc nhanh Chảy tràn Hệ nhân tạo

thực vật nổi

1. Đánh giá,

chọn vị trí

1. Đánh giá,

chọn vị trí

1. Đánh giá,

chọn vị trí

1. Đánh giá,

chọn vị trí

2. Xác định mức

độ tiền xử lý







3. Phương

pháp thu hoạch

3. Chọn cách

phân bố

3. Chọn cách

phân bố

3. Chọn thực

vật và quản lý


~ 24 ~

4. Chọn hệ

phân bố


tải thủy lực

4. Xác định

thông số thiết kế

4. Xác định

thông số thiết kế

5. Xác định

mức chịu tải

5. Xác định chu

trình hoạt động

5. Xác định

nhu cầu lưu giữ

5. Biện pháp chống

truyền nhiễm

6. Xác định diện

tích đất sử dụng





6. Thiết kế chi

tiết hệ xử lý

7. Xác định thể

tích lưu trữ

7. Thiết kế diện

tích lọc

7. Xây dựng

các thành phần

của hệ

7. Nhu cầu

quan trắc

8. Nhu cầu về

quan trắc

8. Thiết kế hệ

gom nước

8. Lựa chọn

thực vật

9. Xác định

nhu cầu lưu giữ

9. Thiết kế chi

tiết hệ xử lý

10. Nhu cầu

quan trắc

10. Nhu cầu

quan trắc

Đất mùn có độ thấm cao cho phép tưới lượng nước lớn, khả năng giữ ẩm thấp và gây khó

khăn cho trồng trọt. Loại đất này thích hợp cho quá trình lọc nhanh mặc dù có một số loại thực

vât có rễ dài sống được ở trên đó. Khả năng xử lý nước thải của đất xốp thấp, muốn tăng cường

khả năng xử lý thì phải hạn chế tải lượng thủy lực trên cơ sở các thông số thiết kế chứ không dựa

trên độ thấm của đất. Tầng đất ngăn cách đến tầng nước ngầm cũng cần phải đủ lớn để có thể lưu

giữ tạp chất cần xử lý trong nước thải, lưu giữ vi sinh vật và cho rễ cây phát triển. Độ dày của

tầng đất cần tối thiểu 0,9 - 1,2 m và cao hơn đối với thực vật có rễ ăn sâu. Với các tầng đất không

đủ dày cần phải bố trí hệ thu nước ngầm.

Đất có giá trị pH thấp hoặc cao, độ dẫn lớn sẽ hạn chế sự phát triển của thực vật. Những vùng

đất đó có thể cải tạo hoặc chọn các loại cây thích hợp để trồng trên đó.

Độ dốc cho vùng đất trồng trọt nên thấp hơn 15o, nếu dốc hơn nên trồng cỏ. khu đất dốc hơn

40o trồng cây lấy gỗ cũng có thể tưới nước thải bằng vòi phun.

Vùng đất thích hợp cho lọc chậm là vùng không bị úng ngập và không nằm trong qui hoạch

cho mục đích sử dụng công cộng.

Lựa chọn cây trồng.

Cây trồng được lựa chọn theo các tiêu chí sau: khả năng hấp thu dinh dưỡng cao (N, P), khả

năng tích lũy nước lớn, chịu được điều kiện ẩm cao trong đất, ít nhạy cảm với các thành phần


~ 25 ~

hóa học trong nước thải, tốc độ phát triển nhanh và ít cần chăm sóc. Thực vật đáp ứng được các

tiêu chuẩn trên bao gồm một số loại cỏ làm thức ăn gia súc, cỏ râm gốc, một số loại cây và cây

trồng trọt. Cây cỏ thường được sử dụng là các loại: cây sậy, cỏ đuôi trâu, cỏ lúa mạch, cỏ mạch

Italia. Cây thân cứng thường dùng thường là họ trung gian giữa loại gỗ cứng và gỗ thông như

cây bông, cây sung dân, ngô đồng, dâu đen, thông trắng, châu chấu đen. Cây trồng trọt chỉ nên

sử dụng khi vùng đất có thể dễ tháo cận, lớp nước ngầm nằm sâu hơn rễ cây trồng, ví dụ cây ngũ

cốc, đại mạch, lúa miến hay cây milo. Trong các tiêu chí lựa chọn loại thực vật, tiêu chí cần ưu

tiên là khả năng hấp thu dinh dưỡng, khả năng tiêu thụ nước và mức độ chịu mặn của cây trồng.

Khả năng hấp thu dinh dưỡng không phải là một giá trị cố định, nó phụ thuộc vào tuổi cây

trồng, loại cây trồng và thành phần hóa học của sản phẩm thu hoạch cũng như khí hậu địa

phương. Khả năng tiêu thụ nước được hiểu là khả năng thoát - bốc hơi nước, phụ thuộc vào các

giai đoạn cây trồng phát triển, độ ẩm của đất, nhiệt độ, độ ẩm của môi trường. Mức độ bốc hơi

tổng thể còn phụ thuộc vào mật độ cây trồng.

Nước thải thường có độ muối (độ khoáng hay độ dẫn điện do sự có mặt của các ion trong

nước) cao hơn trong nước tưới tiêu. Vùng đất lọc vì vậy cần được quản lý bằng cách rửa mặn

thích hợp hoặc được trồng các loại cây có khả năng chịu được muối.

Biện pháp chuẩn bị.

Lọc qua đất trồng thực vật chỉ được xem là một đơn vị công nghệ của một hệ thống xử lý, để

có thể đạt được hiệu quả cần phải ghép thêm các giai đoạn xử lý khác. Tiền xử lý hay các bước

chuẩn bị khác cũng phải hướng đến mục đích bảo vệ cộng đồng do sự có mặt của hệ xử lý, xử lý

mùi hôi sinh ra, bảo vệ nguồn đất, nguồn nước, tài nguyên của khu vực xung quanh.

Đối với hệ thống lọc không tái sử dụng trực tiếp nước đã qua xử lý, biện pháp chuẩn bị ít

phức tạp: đảm bảo sức khỏe cộng đồng, ngăn ngừa mùi hôi. Giải pháp tối thiểu cho phương án là

lọc rác và lắng cặn trước khi áp dụng giai đoạn lọc chậm.

Trong trường hợp nước thải sau lọc được sử dụng lại trực tiếp thì các bước chuẩn bị cần kỹ

càng và đòi hỏi cao hơn. Ví dụ nước sau xử lý được sử dụng để tưới thì cần phải đáp ứng tiêu

chuẩn tưới được nhà nước qui định. Qui định này ở các quốc gia khác nhau và từng loại cây

trồng là khác nhau, ví dụ loại thực phẩm có thể ăn tươi (dưa chuột, cà chua...) đòi hỏi nước tưới

phải đảm bảo tiêu chuẩn đạt mức độ xử lý cấp hai, cấp ba và được khử trùng.

Phân bố nước.

Phân bố nước thải cho qua trình lọc là yếu tố cần phải tính tới đầu tiên, đặc biệt khi sử dụng

nước sau lọc để tưới tiêu vì nó liên quan đến lượng nước cần sử dụng. Hệ thống phân bố nước có

thể tạm chia làm ba dạng: tưới phun, tưới nhỏ giọt, tưới theo luống (rãnh). Mỗi phương pháp có

thể sử dụng nhiều thiết bị hay dụng cụ khác nhau.


~ 26 ~

Tưới phun là kỹ thuật thông dụng nhất đối với hệ lọc chậm, thích hợp với nhiều loại đất, điều

kiện địa hình và nhiều loại cây trồng. Hệ thống tưới phun có thể được đặt trực tiếp trên nền đất

hoặc được gắn cố định tại một vị trí nào đó.

Hệ tưới bao gồm đường ống dẫn nước và vòi phun nước được gắn dọc theo ống dẫn, ống dẫn

nước nhánh được nối với ống dẫn chính. Hệ tưới phun thích hợp cho cả vùng đất trồng và cây

lấy gỗ. Tuy có giá thành không cao nhưng hệ tưới phun dễ bị hư hỏng và phải tháo dỡ khi thu

hoạch cây trồng.

Hệ tưới phun cố định có giá thành cao hơn nhưng tiện lợi hơn khi áp dụng kỹ thuật tự động

hóa.

Tưới theo luống hoặc be bờ là sử dụng lớp nước nông được giới hạn bởi các luống đất hoặc

bờ, nước được thấm từ trên xuống.

Hệ tưới nhỏ giọt gồm hệ ống dẫn nước và các vòi phun nhỏ được gắn gần vị trí cần tưới. Do

lỗ phun nhỏ nên nước tưới cần phải chứa ít cặn. Hệ này ít được sử dụng cho công nghệ lọc chậm.

Tải lượng thủy lực.

Tải lượng thủy lực được định nghĩa là thể tích nước tưới tính trên đơn vị diện tích và thời

gian. Đơn vị thời gian có thể tính theo tuần, tháng hoặc theo năm.

Với hệ thống xử lý không thu hồi nước thì các đặc trưng dùng để tính toán là khả năng thấm

của đất và khả năng hấp thu đạm của cây trồng đối với nước thải sinh hoạt. Đối với nước thải

công nghiệp cần phải để ý thêm tới các yếu tố: hàm lượng chất hữu cơ, độ muối và kim loại

nặng.

Tải lượng thủy lực L được tính dựa trên tốc độ bốc hơi qua cây trồng (ET - evapotranspiration),

lượng mưa (P) và tốc độ thấm nước W.

L = ET + W - ET (11-1)

Lượng nước bốc hơi tính trung bình theo thời gian tháng của một loại cây trồng nào đó. Giá

trị ET có thể tra cứu từ tài liệu. Lượng mưa có thể tham khảo từ chế độ thủy văn của địa phương

có chú ý đến mùa mưa và mùa khô trong năm. Tốc độ thấm được lựa chọn là vào khoảng 2 - 6%

tốc độ thấm của lớp đất phía trên có chiều cao 2,5 m tính theo ngày. Thời gian nghỉ tưới nước

dành cho việc thu hoạch cây trồng.

Trong trường hợp nước sau lọc thâm nhập vào tầng nước ngầm sử dụng cho sinh hoạt thì thiết

kế hệ xử lý sẽ đòi hỏi chất lượng về phương diện hợp chất nitơ trong nước thải phần nhiều được

tách loại thông qua quá trình hấp thu của thực vật, quá trình nitrat hóa - khử nitrat đóng góp

không nhiều.

Trong trường hợp sử dụng nước để tưới tiêu thì lưu lượng lọc sẽ bao gồm các thành phần: cần

để tưới, lượng nước bốc hơi của cây trồng được tưới, tốc độ thấm của vùng đất canh tác, chế độ


~ 27 ~

mưa của địa phương. Đối với các vùng đất khô cằn lượng nước bốc hơi khá lớn lượng nước thấm

cao (có thể chiếm 10 - 25% nước tưới).

Tính toán diện tích đất sử dụng cho quá trình lọc chậm, bố trí hệ thống thu gom và tích trữ

nước sau lọc, biện pháp kiểm soát nước chảy tràn được trình bày trong các tài liệu chuyên sâu [11,

13, 14, 15].

Lọc nhanh về nguyên tắc cũng không khác nhiều so với lọc chậm, khác nhau về tốc độ lọc và

một số đặc trưng liên quan đến lọc nhanh.

Tốc độ lọc nhanh khá cao, được thực hiện với lớp đất lọc có tốc độ thấm không thấp hơn 25

mm/giờ. Lớp đất lọc thích hợp là cát, đất pha cát và đất sỏi. Sỏi và cát thô ít thích hợp hơn do tốc

độ lọc quá nhanh. Tầng lọc không nên quá nông, tốt nhất là dày hơn 3 m. Nếu tầng lọc nông hơn

thì cần bố trí hệ gom nước chu đáo. Bề mặt lớp lọc có thể để tràn, nhưng tốt hơn nên trồng thực

vật trên đó, ví dụ các loại cỏ, cây để tránh xói mòn đất và tăng cường hoạt động của tập đoàn vi

sinh vật.

Trước khi tiến hành lọc, nước thải cần được xử lý sơ bộ để tách một phần cặn không tan nhằm

giảm bớt quá trình tắc và gây mùi hôi thối do chất rắn phân hủy.

Phân phối nước lọc theo kỹ thuật lọc nhanh có thể thực hiện theo hai phương thức: phun hoặc

phủ ngập nước. Tưới phun chỉ sử dụng khi không thể thực hiện giải pháp phủ ngập nước do yếu

tố địa hình hoặc do giá thành xây dưng rẻ hơn.

Lọc nhanh tiến hành theo phương thức ngập nước được thực hiện bằng cách chia diện tích lọc

thành những ô nhỏ có cùng cao độ. Nước được phân bố vào các ô theo chênh áp thủy lực hoặc

bằng hệ thống ống dẫn.

Lọc nhanh được tiến hành theo chu kỳ, có giai đoạn phơi khô nhằm phục hồi độ thoáng khí

của lớp lọc và vì vậy tính toán tải lượng lọc theo thời gian cần phải bao quát yếu tố chu kỳ.

Cơ chế tách loại hợp chất nitơ từ nước thải trong kỹ thuật lọc nhanh chủ yếu do quá trình khử

nitrat và một phần do thực vật hấp thụ.

Chất hữu cơ trong nước thải được xử lý chủ yếu qua quá trình vi sinh hiếu khí hoạt động trong

tầng đất lọc. Nếu nồng độ chất hữu cơ quá cao, vi sinh vật phát triển mạnh thì sẽ xảy ra hiện

tượng hình thành lớp màng vi sinh có khả năng gây tắc dòng lọc và xảy ra quá trình phân hủy

yếm khí các chất hữu cơ nằm sâu dưới lớp mặt lọc. Vì lý do đó, tải lượng chất hữu cơ chỉ hạn

chế trong một khoảng nào đó, không vượt quá 150 kg. ha-1

. d-1

hoặc 0,25 m3. m

-2 đối với nước

thải sinh hoạt [16, 17].

Tách loại hợp chất photpho từ nước thải được thực hiện thông qua quá trình hấp phụ và kết

tủa trong hệ lọc nhanh.


~ 28 ~

12. 3. Xử lý hợp chất dinh dưỡng trong hệ ngập nước.

Hệ ngập nước được định nghĩa là diện tích luôn chứa nước tồn tại trong tự nhiên hoặc nhân

tạo: ao, hồ, vùng ngập nông. Sử dụng hệ ngập nước để xử lý nước thải là kỹ thuật xử lý có giá

thành thấp trong điều kiện tự nhiên phù hợp hoặc nơi đất đai có giá thành thấp. Hệ ngập nước sử

dụng để xử lý nước thải có thể còn đóng vai trò sinh cảnh cho động vật hoang dã và nguồn tích

trữ nước. Thực vật nuôi trồng trong hệ ngập nước có tác dụng xử lý nước thải và là nguồn sinh

khối có khả năng tận dụng cho một số mục đích khác nhau, ví dụ làm thức ăn cho vật nuôi,

nguyên liệu sợi hoặc phân bón hữu cơ. Hệ xử lý ngập nước có thể trở thành một bộ phận của một

hệ tổ hợp (integrated system) cho một ngành nghề sản xuất: nuôi trồng thủy sản, vườn - ao -

chuồng, canh tác [18, 19, 20] hoặc là hệ xử lý tiếp của các quá trình xử lý thứ cấp trước đó nhằm

tăng cường chất lượng của nguồn thải [21, 22]. Hệ xử lý ngập nước có thể phân thành các dạng

chính là: nguồn nước có nuôi trồng thực vật nổi và thực vật chìm trong nước, nuôi loại thực vật

nửa nổi nửa chìm (rễ bám trong đất, thân và lá nằm trong nước và không khí).

Đặc trưng cơ bản của nguồn nước là chảy tự do trên bề mặt, tức là nguồn nước mặt, khác với

hệ lọc là nước thấm vào (qua) tầng đất, tức là đã trở thành nước ngầm.

Thực vật sử dụng trong ao hồ là loại nổi trên mặt nước như bèo tây, bèo hoa dâu, bèo tấm; tảo

các loại. Một số loại rong, rêu có rễ bám trong bùn, thân và lá nằm trong nước. Trong một số

vùng nước nông hoặc ven bờ, lau, sậy, cỏ có rễ bám trong bùn, một phần thân nằm trong nước và

lá trong không khí. Sú, vẹt trong các vùng ngập mặn cũng có hình thức tồn tại tương tự.

Ao, hồ xử lý nước thải có thể là dạng tự nhiên hoặc do xây dựng có chủ định. Mức nước trong

ao hồ xử lý nằm trong khoảng 0,4 - 2 m, thường gặp là khoảng 1 m.

Tác dụng xử lý dinh dưỡng của các vùng ngập nước là: hấp thu do thủy thực vật, hoạt động

của vi sinh vật, một số phản ứng hóa học. Các cơ chế xử lý dinh dưỡng trên có tác động tương

tác lẫn nhau và xảy ra đồng thời trong hệ nhưng với tốc độ biến động khá mạnh theo chu kỳ thời

gian.

Thủy thực vật sử dụng cần có những tiêu chí sau để lựa chọn:

- Hiệu suất sinh khối (sản lượng lớn).

- Khả năng tích lũy dinh dưỡng cao.

- Có khả năng vận chuyển oxy từ không khí vào môi trường đất và nước.

- Dễ thu hoạch.

- Phát triển tốt trong các điều kiện thời tiết.

Ngoài khả năng hấp thu dinh dưỡng từ nước thải, các loại thủy thực vật còn đóng vai trò chất

mang của vi sinh vật và nhờ tương tác giữa thực vật với vi sinh để tăng cường hiệu quả xử lý các

chất gây ô nhiễm.


~ 29 ~

Trong các vùng ngập nước, hàm lượng oxy hòa tan tương đối cao do mật độ vi sinh vật tiêu

thụ oxy thấp, oxy được tạo ra do quá trình quang hợp của tảo và các loại thủy thực vật, do oxy

thấm từ khí quyển qua quá trình khuyếch tán và chuyển khối cưỡng bức (gió, sóng). Trong lớp

đất bùn, hàm lượng oxy thấp hơn do nguồn cung cấp bị hạn chế và do vi sinh vật hoạt động

mạnh. Trong lớp đất hình thành hai vùng rõ rệt theo chiều sâu: lớp trên có nồng độ oxy lớn (lớp

hiếu khí) và lớp phía dưới có ít hoặc không có oxy (lớp yếm khí). Thực vật loại nửa chìm nửa

nổi có ảnh hưởng đến hành trạng của lớp đất này. Thực vật hấp thụ oxy qua lá, vận chuyển đến

từng bộ phận của cây cho quá trình hô hấp của tế bào. Mức độ vận chuyển oxy trong thân cây

được dễ dàng hơn trong các loại cây có độ xốp cao (cây thân bấc). Lượng oxy dư thừa cho hô

hấp của tế bào rễ được thải ra môi trường nước đối với thực vật nổi và vào lớp bùn đối với thực

vật nửa chìm nửa nổi tạo ra vùng đất hiếu khí xung quanh rễ. Điều kiện hiếu khí trong vùng thúc

đẩy quá trình oxy hóa các hợp chất hóa học: sunfua hydro, sắt (II), mangan (II), thúc đẩy hoạt

động của vi sinh vật hiếu khí (oxy hóa chất hữu cơ và amoni).

Thực vật nổi vận chuyển oxy qua rễ vào nước chỉ có ý nghĩa trong trường hợp rễ của chúng

đủ dài, ví dụ trong trường hợp của bèo tây hoặc cây đồng tiền nước (pennywort) vì lớp nước sát

bề mặt thường giàu oxy hơn lớp nước sâu.

Bèo tây có khả năng cung cấp 55 mg O2/g rễ trong ngày, đồng tiền nước cung cấp oxy còn lớn

hơn, tới 112 mg/g rễ trong ngày. Loại cây nửa nổi nửa chìm có khả năng cấp oxy từ 4 - 37 mg/g

rễ trong ngày [23].

Khả năng tách loại dinh dưỡng của thủy thực vật phụ thuộc vào tốc độ tạo thành sinh khối,

thành phần của nước thải, độ sâu của lớp nước, đặc trưng của lớp đất bùn, khả năng nhả oxy của

bộ rễ, mật độ nuôi trồng thực vật, chu kỳ thu hoạch và thời tiết.

Mức độ tích lũy dinh dưỡng trong tế bào thực vật được quyết định bởi tốc độ tăng trưởng sinh

khối và thành phần dinh dưỡng (N, P) trong tế bào thực vật. Bảng 12. 2 ghi sản lượng của một số

cây trồng, hàm lượng protein thô trong sản phẩm và sản phẩm thu hoạch tính theo protein (tính

theo khối lượng khô trên một đơn vị ha, trong thời gian một năm).

Bảng 12. 2. Sản lượng và thành phần đạm của một số cây trồng [6]

Loại cây Sản lượng

(t/ha/năm)

Protein thô

(%)

Sản lượng protein

(kg/ha/năm)

Bèo tấm 17,60 37 6510

Đậu tương 1,59 41,7 660

Hạt bông 0,76 24,9 190

Lạc 3,12 23,6 380 - 740


~ 30 ~

Cỏ Alfalfa 4,37 - 15,69 15,9 - 17,0 690 - 2670

Bảng 12. 2 cho thấy bèo tấm là loại thực vật có sản lượng cao và thành phần đạm trong đó

cũng rất cao, vì vậy nó có thể được dùng làm thức ăn cho gia súc, gia cầm và một số loại cá. Đặc

trưng trên của bèo tấm chứng tỏ tiềm năng tách loại dinh dưỡng từ nước thải. So sánh khả năng

hấp thu N, P của một số loại thực vật ở nhiều địa phương khác nhau được ghi trong bảng 12. 3.

Bảng 12. 3. Khả năng hấp thu N, P của một số loại thủy thực vật nổi [6] (giá trị trong ngoặc là

số liệu về mùa đông).

Địa phương loại thực vật Tốc độ hấp thụ (g. m-2

/ngày)

N P

Florida USA bèo tây 1,30 (0,25) 0,24 (0,05)

Florida USA rau diếp nước 0,99 (0,26) 0,22 (0,07)

Florida USA Đồng tiền nước 0,37 (0,37) 0,09 (0,08)

USA Lemna sp (bèo tấm) 1,67 0,22

Ấn Độ Lemna sp 0,50 - 0,59 0,14 - 0,30

Louisiana USA Bèo tấm 0,47 0,16

Bangladesh Spirodela (bèo tấm) 0,26 0,05

Thành phần nước thải cũng ảnh hưởng đến năng suất cây trồng và hàm lượng protein trong

sản phẩm (bảng 12. 4).

Bảng 12. 4. Sản lượng bèo tấm (các loài) sinh trưởng trong các loại nước thải [6].

Loài Môi trường nước Sản lượng

(tấn khô/ha/năm)

Protein

thô (%)

S. polyrrhiza Nước thải sinh hoạt 17 - 32 -

L. minor Nước sau xử lý yếm khí 10,7 28,9

L. gibba Nước cống sau tiền xử lý 55 30

L. gibba Nước thải sinh hoạt 10,9 - 54,8 30 - 40

S. polyrrhiza


~ 31 ~

L. perpusilla Nước thải từ bể phốt 9,2 - 21,4 24 - 28

W. arrhiza

Lemna spp Nước thải sinh hoạt 27 37

S. polyrrhiza Nước thải sinh hoạt 17,6 - 31,5 30

Tốc độ phát triển của cây trồng, ngoài điều kiện dinh dưỡng (N, P, K, vi lượng) còn phụ thuộc

vào nguồn carbon từ khí carbonic, khả năng quang hợp của chúng vào điều kiện nhiệt độ. Nhiều

loại cây trồng chỉ sinh trưởng và phát triển ở mùa hè, thậm chí lụi tàn về mùa đông, sự sống chỉ

tồn tại trong bộ rễ để rồi phát triển trở lại khi có điều kiện đáp ứng.

Thực vật nửa chìm nửa nổi mọc khá phổ biến tại các dẻo đất ven bờ ao, hồ, có nhiều cây

thuộc loại lưu niên, tốc độ tăng trưởng sinh khối và tích lũy dinh dưỡng cao. Loại thực vật nửa

chìm nửa nổi thường sử dụng để xử lý gồm: cỏ đuôi mèo, cây sậy, cây cỏ nến [12, 23, 24]. Các

loại thực vật trên phân bố rộng ở các vùng khí hậu. Về mùa đông phần thân trên thường bị chết,

phần thân gốc và rễ tích lũy năng lượng để tiếp tục phát triển khi vào xuân.

Thực vật nửa chìm nửa nổi có khả năng sinh trưởng và phát triển trong nhiều loại đất và nước

thải. Đặc trưng của đất và nước thải ảnh hưởng đến thành phần dinh dưỡng trong tế bào thực vật.

Chu kỳ thu hoạch sinh khối cũng ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý nước thải: thu hoạch sớm làm

giảm hiệu quả vì thực vật có kích thước lớn có khả năng hấp thu dinh dưỡng mạnh, thu hoạch

muộn cây sẽ già, chết, phân hủy sẽ trả lại dinh dưỡng và chất hữu cơ về môi trường nước và đất.

Thực vật thu hái được có thể sử dụng làm thức ăn cho động vật, làm phân hữu cơ hay sản xuất

khí đốt.

Ngoài cơ chế hấp thu dinh dưỡng để tạo ra sinh khối, tách loại các chất ô nhiễm còn được

thực hiện thông qua một số cơ chế khác.

Xử lý chất hữu cơ.

Chất hữu cơ được chuyển hóa thông qua các quá trình: yếm khí, thiếu khí và hiếu khí.

Vai trò của thủy thực vật là vật mang cho các loại vi sinh vật, chúng phân hủy các chất hữu cơ

theo các cơ chế tương ứng với điều kiện môi trường. Do được cung cấp oxy từ thực vật, vi sinh

vật hiếu khí có điều kiện phát triển tốt hơn so với các vùng thiếu oxy, khi đó mật độ vi sinh các

loại là không đều nhau trong môi trường nước và đất.

Xử lý hợp chất nitơ.

Ngoài khả năng hấp thu hợp chất nitơ của thực vật, các quá trình có liên quan đến tách loại

hợp chất nitơ gồm: nitrat hóa, khử nitrat và bay hơi amoniac vào khí quyển. Nitrat hóa xảy ra

trong ao hồ nuôi thực vật, phụ thuộc vào mật độ của chúng, các điều kiện khác (oxy, độ kiềm) là


~ 32 ~

yếu tố ít bị hạn chế. Nhìn chung, mật độ vi sinh tự dưỡng trong diều kiện bình thường không cao.

Quá trình khử nitrat xảy ra chỉ trong điều kiện thiếu oxy, trong lớp nước sâu hoặc bùn đáy và cần

phải có đủ lượng chất hữu cơ cần thiết. Cũng trong điều kiện thiếu oxy, quá trình lên men yếm

khí là nguồn cạnh tranh chất hữu cơ với quá trình khử nitrat.

Chất hữu cơ chứa nitơ bị thủy phân, tạo ra amoni với mức độ khá nhanh, vì vậy thành phần

hợp chất nitơ trong nước tồn tại chủ yếu ở dạng amoni.

Quá trình bốc hơi amoniac vào khí quyển phụ thuộc vào ít nhất là ba yếu tố: dạng tồn tại là

amoniac, nhiệt độ cao và động lực của quá trình chuyển khối. Amoniac tồn tại trong điều kiện

pH cao, chỉ xảy ra khi ao hồ chứa nhiều tảo, thực vật chìm trong nước, trong lúc xảy ra quang

hợp mạnh. Trong khi quang hợp, thực vật hấp thụ khí CO2 trong nước làm tăng pH của nước,

điều kiện trên làm lệch cân bằng giữa amoniac và amoni, tạo ra tỷ lệ thành phần trung hòa lớn có

khả năng bay hơi.

Nhiệt độ tăng làm giảm khả năng hòa tan của amoniac, thúc đẩy quá trình bốc hơi.

Sóng to, gió mạnh thúc đẩy quá trình chuyển khối của amoniac lên bề mặt nước và qua lớp

màng gianh giới giữa nước và khí quyển.

Xử lý hợp chất photpho.

Trong hệ xử lý ngập nước, hợp chất photpho được thực vật hấp thụ, vi sinh vật hấp thu, hấp

phụ và lắng trong bùn, kết tủa thành dạng không tan. Nhìn chung hợp chất photpho chuyển hóa

và tồn tại trong hệ ngập nước theo chu trình tự nhiên kín, chỉ tách ra khỏi hệ theo sinh khối đươc

thu hoạch và vậy nên có xu hướng tích lũy cao trong hệ. Hợp chất photpho dạng vô cơ có tính

linh hoạt cao hơn dạng hữu cơ nên dễ xảy ra quá trình trao đổi giữa nước và lớp bùn đáy, tốc độ

quá trình trao đổi phụ thuộc vào nồng độ photpho trong lớp nước trên và khả năng giữ photpho

của lớp bùn, tức là phụ thuộc vào khả năng hấp phụ, giải hấp của pha bùn đáy và nước.

Nếu lớp bùn đáy có tính axit, thì hợp chất sắt và nhôm trong bùn là tác nhân lưu giữ photpho,

còn nếu lớp bùn đáy có tính kiềm thì các hợp chất canxi, magie đóng vai trò lưu giữ photpho.

Khả năng cung cấp photpho cho thực vật trong đất (bùn) có độ pH hơi thấp đến trung hòa tốt hơn

là loại đất có pH cao.

Xử lý kim loại nặng.

Kim loại nặng là thành phần của lớp vỏ trái đất, phần lớn tồn tại ở dạng không tan (khoáng

vật). Nồng độ của các kim loại nặng trong môi trường nước tự nhiên được quyết định bởi các quá

trình: hòa tan địa hóa, phong hóa hoặc vi sinh vật. Ô nhiễm nguồn nước do kim loại nặng có

nguồn gốc từ các ngành công nghiệp khai khoáng, luyện kim, cơ khí, thuộc da, hóa chất.


~ 33 ~

Mặc dù là thành phần không thể thiếu trong cơ thể sống, nhưng kim loại nặng có nguy cơ gây

độc cho cơ thể vi sinh vật. Độc tính sinh lý và cơ chế gây độc của kim loại nặng là do tính tích

điện, khả năng tạo phức chất và tính đa hóa trị của chúng. Tác dụng gây độc của kim loại nặng là

che chắn các nhóm chức của các phân tử chức năng như các enzym hoặc các phân tử có chức

năng vận chuyển oxy, dinh dưỡng, các ion cho tế bào của cơ thể. Tác dụng độc hại khác là chúng

cạnh tranh và thay thế các kim loại là thành phần của các phân tử chức năng, qua đó làm biến

dạng, mất hoặc hạn chế hoạt động của các phân tử đó.

Thực vật và sinh vật bậc thấp có khả năng tích lũy một số kim loại nặng trong tế bào, kể cả

các loại cần thiết cho cơ thể chúng và loại không cần thiết.

Do độc tính của kim loại nặng nên tiêu chuẩn thải của chúng được kiểm soát khá ngặt nghèo

và để xử lý, các biện pháp thường được sử dụng là hấp phụ, trao đổi ion, kết tủa hoặc các quá

trình màng thích hợp.

Một số loại vi khuẩn, thực vật, tảo, nấm có khả năng hấp thu một số kim loại từ môi trường

theo cơ chế hóa lý (hấp phụ) hoặc trao đổi chất [25]. Một vài cơ chế hóa lý cũng có tác động gián

tiếp đến trao đổi chất của các cơ thể sống, ví dụ các phức chất hóa học có thể tạo thành giữa các

nhóm chức chứa N, S, O của tế bào với kim loại nặng khi tế bào còn đang hoạt động hoặc đã

chết. Hiện tượng trên có thể xem là sự tích lũy kim loại trong cơ thể sinh vật.

Khả năng tích lũy (xử lý) kim loại nặng của vi sinh vật phụ thuộc vào đặc trưng hóa lý của hệ:

pH của nước, nhiệt độ của môi trường, bản chất (trạng thái hóa trị) của kim loại nặng và phụ

thuộc vào một loạt các đặc trưng sinh hóa của sinh vật như các tác động làm thay đổi thành phần

màng tế bào, khả năng đồng hóa hay tốc độ phát triển sinh khối.

Tích lũy kim loại nặng trong cơ thể sinh vật, chủ yếu có thể phân loại theo hai cơ chế: hấp

phụ (trên thành tế bào, trên polysachrid ngoại bào hoặc với các chất khác ít liên quan đến quá

trình trao đổi chất xảy ra trong tế bào) và cơ chế trao đổi chất. Cơ chế tích lũy kim loại sau liên

quan đến trao đổi và vận chuyển chất xảy ra trong tế bào. Hấp phụ xảy ra thường là nhanh, trên

cơ thể sống hoặc đã chết. Cơ chế trao đổi và chuyển vận chất chỉ xảy ra trong cơ thể sống và

thường là với tốc độ chậm nhưng với mức độ tích lũy cao ở một số cá thể sinh vật. Với cơ thể

sinh vật sống, hai cơ chế tích lũy kim loại nặng trên có thể xảy ra nối tiếp nhau hoặc đồng thời.

Hấp phụ kim loại nặng bên ngoài tế bào tuy nhanh nhưng cũng sớm bị bão hòa, ngược lại với

quá trình tích lũy do trao đổi chất và vận chuyển. Khi quá trình hấp phụ đạt mức bão hòa có thể

xảy ra qua trình giải hấp phụ kim loại vào môi trường nước hoặc bùn. Quá trình trao đổi chất xảy

ra theo thời gian dài, khả năng tích lũy cao và chậm ở nhiệt độ thấp. Mặt khác các tế bào sống

chỉ chịu đựng được nồng độ kim loại nặng ở vùng nồng độ thấp.


~ 34 ~

Tách kim loại nặng ra khỏi môi trường đất hoặc nước có thể thực hiện qua sáu cơ chế chủ

yếu: bay hơi, lắng đọng ngoại bào, tạo phức chất ngoại bào, tích lũy trong tế bào và phản ứng

oxy hóa khử, hấp phụ trên bề mặt tế bào [25].

Một số cơ thể vi sinh vật có khả năng tạo phức chất cơ - kim (hữu cơ - kim loại) dễ bay hơi

qua phản ứng metyl hóa kim loại, tạo ra hợp chất metyl kim loại. Ví dụ khá quen thuộc là sự tạo

thành selen metyl từ selenat hoặc selenid, sản phẩm tạo thành dễ bay hơi là dimetyl selenid,

dimetyl diselenid hay dimetyl selenon [26].

Sa lắng ngoại bào được hiểu là quá trình liên quan đến một số vi sinh vật, trong quá trình trao

đổi chất, thải ra một số hợp chất có khả năng cố định kim loại nặng. Ví dụ vi sinh vật khử sunfat

tạo ra hợp chất khí sunfua hydro (H2S, S2-), hợp chất này tạo thành kim loại nặng - sunfua có độ

tan rất nhỏ hoặc trong điều kiện nhất định, vi sinh vật giải phóng ra hợp chất photphat, muối

photphat của nhiều kim loại nặng cũng có độ tan thấp.

Tạo phức chất ngoại bào là quá trình tạo ra phức chất giữa kim loại nặng trong môi trường với

hợp chất hữu cơ do cơ thể sinh vật tổng hợp như siderophore, polyme ngoại bào. Hợp chất tổng

hợp sinh hóa có ái lực cao với nhiều ion kim loại nặng, ví dụ các polyanion (polyme chứa nhiều

nhóm chức dạng âm) có khả năng kết hợp tốt với các ion kim loại tích điện dương, polyme chứa

các nhóm hydroxyl (OH), carboxyl (COO), nhóm chức chứa N, S, P đều có khả năng tạo phức

chất khá bền với kim loại nặng.

Tích lũy kim loại nặng trong tế bào là một quá trình chủ động, phụ thuộc vào quá trình trao

đổi chất của tế bào có liên quan mật thiết đến một quá trình vận chuyển chất đặc thù nào đó hoặc

do sự biến động về độ thấm của màng tế bào có nguyên nhân từ tác động bất bình thường từ bên

ngoài.

Vận chuyển kim loại nặng trong tế bào thường liên quan đến quá trình điện hóa tồn tại trong

tế bào, phụ thuộc vào độ chênh lệch pH, điện thế và thế năng của màng tế bào. Khi có mặt trong

tế bào, các ion kim loại nặng sẽ được định vị tại một vị trí nào đó, tạo phức chất với protein và

thể hiện độc tính.

Nhiều cơ thể sinh vật có khả năng oxy hóa hoặc khử các ion kim loại trong cơ thể chúng,

phản ứng oxy hóa khử làm giảm hoặc tăng khả năng linh động của ion kim loại nặng.

Hấp phụ ion kim loại nặng trên bề mặt cũng là một cơ chế tích lũy kim loại của vi sinh vật.

Quá trình hấp phụ xảy ra không chỉ với các kim loại cần thiết mà cả đối với các kim loại không

cần thiết cho cơ thể sinh vật. Trên bề mặt tế bào có thể xảy ra hiện tượng sa lắng hoặc tạo ra liên

kết hóa học giữa các nhóm chức của tế bào với ion kim loại nặng (trên thành hoặc màng tế bào).

Hấp phụ trên bề mặt của tế bào chủ yếu xảy ra theo cơ chế tạo phức chất.

Xử lý chất hữu cơ lượng vết.


~ 35 ~

Cơ chế xử lý chất hữu cơ lượng vết trong các ao hồ ngập nước có nuôi trồng thực vật gồm:

phân hủy quang hóa, bốc hơi, hấp thu hay phân hủy sinh học. Các cơ chế trên xảy ra đồng thời,

tỷ trọng đóng góp của từng cơ chế tùy thuộc vào điều kiện cụ thể của từng hệ.

Xử lý mầm gây bệnh.

Các nguồn mầm gây bệnh trong nước thải bao gồm vi khuẩn, vi rút, giun sán. Cơ chế xử lý

mầm gây bệnh gồm: lọc, hấp phụ, bức xạ, ăn thịt lẫn nhau và tạo môi trường không thuận lợi.

Tùy thuộc loại mầm bệnh, mức độ loại bỏ phụ thuộc vào điều kiện cụ thể của hệ.

12. 4. Một số hệ xử lý thông dụng.

Xử lý nước thải nói chung hay dinh dưỡng nói riêng trong các hệ tự nhiên hoặc nhân tạo là sự

phối hợp đồng thời nhiều giải pháp kỹ thuật với mức độ chủ động kiểm soát không được chặt chẽ

như trong các hệ thống xử lý công nghệ tiêu chuẩn. Hệ xử lý tự nhiên có thể phân loại theo nhiều

cách: nước xử lý chảy ngầm dưới mặt đất hoặc chảy tràn trên bề mặt, lọc nhanh hoặc chậm và

luôn có sự tham gia của thực vật do chủ động hay không chủ động nuôi trồng. Nhiều hệ đã được

tiêu chuẩn hóa, được xác lập để xử lý nước thải (thường cho qui mô nhỏ) ở nhiều quốc gia.

12. 4. 1. Tảo và hồ sinh học.

Tảo là loại thực vật có kích thước nhỏ, từ vài m đến khoảng 100 m (1 mm = 1000 m),

chúng sống lơ lửng trong nước và một số có chút khả năng chuyển động. Tảo có kích thước như

trên còn được gọi là vi tảo, chúng có cấu trúc đơn bào, Tảo được phân thành các nhóm chính: tảo

lục (green algae, chlorophyta), tảo mắt (Euglenophyta), tảo vàng ánh (chrysophyta), tảo giáp

(pyrrhophyta), tảo lam (blue green algae, cyanobacteria). Cũng như các thực vật khác, tảo sử

dụng CO2, HCO3- để tổng hợp sinh khối, trong khi tổng hợp sinh khối chúng còn cần dinh dưỡng

(N, P, K) cùng các nguyên tố vi lượng khác. Thành phần hóa học của sinh khối tảo (bảng 12. 5)

phần nào thể hiện khả năng xử lý hợp chất nitơ, photpho của chúng.

Tảo khô chứa tới 50% protein, chứa khoảng 45% carbon, đó là các thành phần chính. Để phát

triển bình thường, tảo cần tới khoảng 20 nguyên tố để xây dựng tế bào: 12 nguyên tố đa lượng là:

C, H, N, O, P, S, K, Mg, Ca, Na, Cl (riêng đối với tảo cát, diatom thì cần thêm Si); 8 nguyên tố

vi lượng: Fe, Mn, Cu, Zn, Bo, Mo, V, Co. Do thành phần hóa học của tảo rất giàu đạm nên

chúng được sử dụng làm thức ăn khá phổ biến.

Sự định cư của tập đoàn tảo xảy ra một cách thụ động, ví dụ lan truyền từ nguồn nước này

sang nguồn khác, do gió mang lại hay từ nguồn bùn nào đó. Tảo từ nguồn bùn có vai trò nhất

định vì ngay cả khi bùn được phơi khô lâu ngày, tảo bám trên đó vẫn không chết, sống lại khi


~ 36 ~

gặp điều kiện thuận lợi. Tảo cũng có thể lan truyền thông qua động vật: côn trùng, các loài chim

nước, thủy cầm. Tảo lục là loại đơn bào, kích thước nhỏ, thường xuất hiện sớm nhất trong các ao

hồ do gió và không khí mang tới. Do tỉ lệ giữa diện tích và thể tích lớn của tảo lục nên khả năng

hấp thu thức ăn và ánh sáng cao hơn các loại tảo có kích thước lớn, kéo theo là tốc độ phát triển

của chúng rất nhanh. Sau giai đoạn đầu định cư, tỉ lệ các loài tảo phụ thuộc vào sự cạnh tranh

nguồn nuôi dưỡng chúng. Rất nhiều loài tảo có khả năng tồn tại dai dẳng trong những điều kiện

không thuận lợi cho sự phát triển. Chính chúng là nguồn tảo giống cho các hồ nước sau một thời

gian bị phơi khô.

Bảng 12. 5. Thành phần dinh dưỡng của một số loài tảo tính theo khối lượng khô (spirulina

platensis VN sản xuất tại Việt Nam) [27, 28].

Thành phần Chlorella Spirulina

maxima

Spirulina

platensis

Spirulina

platensis

VN

Scenedes

acutus

Protein tổng (%) 40 - 60 67 67 66 50 - 55 50-56

Gluxit (%) 25 - 35 - - - - -

Lipit (%) 10 - 15 11,5 13 5 12 - 19 12-14

Carbonhydrat

(%)

- 15,3 14,5 12,5 10 - 15 10-17

Axit nucleic (%) 6 4,2 4,5 4,3 4 - 6 4-6

Xơ (%) - 0,1 0,9 - 10 - 12 3 - 7

Tro (%) 10 - 34 6 7,6 10,3 6 - 8 6 - 10

Sterol (%) 0,1 - 0,2 - - - - -

Sterin (%) 0,1 - 0,5 - - - - -

B-caroten (%) 0,16 - - - - -

Xanthophyll (%) 3,3 - 3,6 - - - - -

Chlorophyll a (%) 2,2 - - - - -

Chlorophyll b (%) 0,58 - - - - -

Vi tamin -

B1 (mg/g) 18 - - - - -

C (mg/g) 0,3 - 0,6 - - - - -

K (mg/g) 6 - - - - -

B6 (mg/g) 2,3 - - - - -


~ 37 ~

B12 (mg/g) 7 - 9 - - - - -

B2 (mg/g) 3,5 - - - - -

Ánh sáng có vai trò quan trọng cho tảo phát triển. Năng lượng ánh sáng cần cho tảo phát triển

là loại ánh sáng nhìn thấy có bước sóng nằm trong vùng 400 - 700 nm. Cường độ ánh sáng được

định nghĩa là dòng năng lượng của ánh sáng chiếu trên 1 m2 diện tích trong một giây (Em

-2. s

-1).

Vì ánh sáng sẽ tắt dần khi xuyên qua lớp nước cho nên càng ở dưới sâu cường độ ánh sáng

càng nhỏ. Trong dải ánh sáng nhìn thấy tồn tại nhiều loại ánh sáng có màu khác nhau. Ánh sáng

màu đỏ (bước sóng lớn, năng lượng thấp) bị nước hấp thụ mạnh nên tắt nhanh, ánh sáng màu

vàng, lục, lam ít bị nước hấp thụ nên có khả năng xuyên thấu sâu hơn trong nước. Sắc tố màu

hấp thụ ánh sáng của tảo chủ yếu là hợp chất chlorophyll, chất này hấp thụ mạnh ánh sáng màu

đỏ và màu lục. Vì vậy những loài tảo ở sâu trong nước là loài có sắc tố quang hợp phù hợp với

khả năng hấp thụ ánh sáng có khả năng truyền qua, tức là loại ánh sáng ít bị nước hấp thụ.

Cường độ ánh sáng cần thiết để tảo phát triển nằm trong khoảng 5 - 20 E/(m2. s), phụ thuộc

vào loại tảo, tình trạng dinh dưỡng, nhiệt độ và các yếu tố khác. Để có một sự hình dung thô

thiển về cường độ ánh sáng có thể dẫn ra số liệu sau: buổi trưa ngay tại vị trí sát mặt nước ở các

vùng nhiệt đới, cường độ ánh sáng từ 200 đến1600 E/(m2. s) tùy thuộc vào thời tiết. So sánh thô

thiển các số liệu trên cho thấy: để phát triển tảo chỉ cần khoảng 1% ánh sáng tự nhiên vào buổi

trưa ở các vùng nhiệt đới. Độ sâu của lớp nước mà ánh sáng xuyên tới được 1% gọi là điểm cân

bằng, tại đó quá trình quang hợp (sinh ra chất hữu cơ, quang hợp tổng thể) ngang bằng với quá

trình hô hấp (chất hữu cơ bị tiêu hao do hô hấp). Sự phát triển thật sự của tảo là tốc độ sinh ra

chất hữu cơ, chính là hiệu số của quá trình quang hợp tổng thể và sự tiêu hao do hô hấp, lớp

nước trên điểm cân bằng gọi là lớp thấu quang, trong lớp đó có sự phát triển thật sự của tảo.

Khi nguồn nước bị đục hay có màu, tảo phát triển chậm và chỉ xảy ra ở vài cm của lớp nước

trên bề mặt.

Do phải sống ở dưới nước nên bộ máy quang hợp của tảo phải thích hợp với điều kiện thiếu

ánh sáng và cũng vì lý do đó chúng sẽ bị ức chế khi ánh sáng quá mạnh. Ví dụ chúng bị ức chế

một phần khi cường độ ánh sáng đạt 200 - 800 E/(m2. s) và hoàn toàn ngừng quang hợp khi

cường độ ánh sáng vượt 1400 E/(m2. s).

Sự có mặt của tảo trong ao hồ tự chúng cũng điều hòa về mức độ ánh sáng trong nước. Ví dụ

khi mật độ tảo cao sẽ che chắn bớt ánh sáng và hãm lại sự phát triển tiếp theo của tảo, quá trình

quang hợp kém đi, ít sinh ra oxy. Quá trình đó được gọi là tạo ra ―bóng mát‖. Quá trình tạo bóng

mát cũng ảnh hưởng đến thành phần loại tảo trong ao hồ. Ví dụ, dưới điều kiện ―bóng mát‖ loại

tảo lam phát triển được dưới điều kiện thiếu ánh sáng vì vậy tỉ trọng của chúng tăng lên. Một số

loài tảo khi bị thiếu ánh sáng sẽ tìm cách nổi lên trên mặt nước bằng cách làm giảm khối lượng

riêng của tế bào để thu được nhiều ánh sáng.


~ 38 ~

Như đã trình bày ở trên, để phát triển tảo cần tới 12 nguyên tố đa lượng và 8 nguyên tố vi

lượng. Tất cả các nguyên tố trên được tảo hấp thu từ môi trường nước (còn gọi là sự đồng hóa).

Những chất cần thiết này tồn tại trong nước với nồng độ rất khác nhau, biến động liên tục và tỉ lệ

giữa chúng cũng thay đổi và vì vậy tỉ lệ giữa các loài tảo trong một ao hồ cũng thay đổi theo thời

gian. Giả sử trong một ao hồ nào đó có đầy đủ mọi chất cần thiết trừ một chất nào đó thì khi đưa

thêm chất thiếu đó vào tảo sẽ phát triển nhanh, tuy vậy nếu vượt quá nhu cầu thì có thể có tác

dụng gây độc. Sự phát triển của tảo chỉ thích hợp trong một khoảng nhất định nào đó, giống như

trong trường hợp của cường độ ánh sáng.

Tảo là loại thực vật dễ thích nghi với nhiệt độ. Một số loại có thể tồn tại và phát triển ở trong

băng tuyết, một số có thể tồn tại ở nhiệt độ tới 70oC. Nhiệt độ tối ưu cho tảo phát triển phụ thuộc

vào từng loại cụ thể, phụ thuộc vào điều kiện ánh sáng và tình trạng dinh dưỡng. Đối với phần

lớn các loại tảo, trong khoảng nhiệt độ 5 - 25oC, tốc độ tăng trưởng của tảo tăng 1,8 - 3,0 lần khi

nhiệt độ tăng thêm 10oC. Riêng đối với tảo lam, nhiệt độ nóng ấm kìm hãm tốc độ phát triển, khi

đó chúng khó cạnh tranh với các loại tảo khác.

Trong các nguồn nước giàu dinh dưỡng (N, P) tảo phát triển mạnh, mật độ tảo cao về mùa

nóng, giảm về mùa đông. Tảo là nguồn thức ăn giàu dinh dưỡng cho nhiều loài thủy động vật

sống ở các tầng nước khác nhau kể cả các loại động vật phù du. Nếu mức độ tiêu thụ tảo thấp

hơn mức sinh trưởng của chúng thì sẽ tạo ra trạng thái mất cân bằng, mật độ tảo tăng cao. Khi

mật độ tảo lớn, ban ngày (trời nắng) quá trình quang hợp của tảo xảy ra mạnh kéo theo tăng pH

và hàm lượng oxy hòa tan trong nước. Vào lúc gần tắt nắng pH của một số ao hồ nhiều tảo có thể

lớn hơn 10, nồng độ oxy hòa tan (tức thời) đạt đến 20 mg/l [29].

Vào ban đêm hoặc trời không nắng, quá trình hô hấp của tảo vượt trội so với quang hợp nên

oxy hòa tan bị tiêu thụ mạnh, nồng độ khí CO2 tăng kéo theo pH giảm. Đó là các điều kiện rất

bất lợi đối với đời sống của các loài thủy động vật. Thời gian sống của tảo không dài, sau một

chu kỳ chúng sẽ chết, xác lắng xuống đáy ao hồ và bị phân hủy (yếm khí), sinh ra các tạp chất có

tính khử cao (CH4, CO2, H2S...) và thải ra amoniac, photphat từ cơ thể chúng, xấp xỉ bằng lượng

chúng hấp thu trước đó.

Trong các ao hồ giàu dinh dưỡng, hiện tượng tảo phát triển rất mạnh trong một thời gian ngắn

- hiện tượng tảo bùng nổ hay còn gọi là nước nở hoa (nước có các vệt màu khác nhau do sự có

mặt của tảo). Hiện tượng nước nở hoa thường đi kèm sau đó là hiện tượng tảo chết hàng loạt,

trong một vài trường hợp đặc biệt, tảo có thể chết hoàn toàn trong 1 - 2 ngày.

Một trong những loài tảo đáng quan tâm trong nguồn nước ngọt là loại tảo lam

(Cyanobacteria, blue - green algae) vì nó thường chiếm tỉ lệ cao trong tổng sinh khối và đóng

góp vào hiện tượng nước nở hoa.


~ 39 ~

Tác dụng xử lý dinh dưỡng của tảo là khả năng hấp thu để tạo sinh khối. Sử dụng tảo để xử lý

dinh dưỡng đòi hỏi các biện pháp kiểm soát được mật độ của tảo trong môi trường cần xử lý, tức

là chủ động trong việc tách tảo ra khỏi hệ thống.

Hồ sinh học được sử dụng để xử lý nước thải thường là hồ được thiết kế trên nền đất có độ

sâu khác nhau tùy thuộc vào mục tiêu qui định.

Hồ sinh học được phân chia dựa trên tình trạng oxy hòa tan trong nước của hồ: hiếu khí, tùy

nghi, yếm khí hoặc sục khí bổ xung.

Hồ sinh học hiếu khí thường rất nông, tạo điều kiện cho ánh sáng xuyên thấu tới đáy, chiều

sâu của lớp nước nằm trong khoảng 0,3 - 0,6 m. Hồ hiếu khí được chiếu sáng suốt cột nước tạo

điều kiện cho tảo phát triển thuận lợi. Hồ sinh học được thiết kế tạo điều kiện tối đa cho tảo phát

triển được gọi là hồ sinh học cao tải. Khái niệm cao tải được sử dụng để chỉ mức độ tạo ra oxy

trong nước do quá trình quang hợp của tảo chứ không đặc trưng cho quá trình trao đổi chất của

hệ. Vi sinh vật hiếu khí sử dụng nguồn oxy trên để oxy hóa chất hữu cơ, amoniac. Do sự hoạt

động của tảo nên mức độ thăng giáng pH, nồng độ oxy hòa tan trong hồ hiếu khí khá mạnh. Thời

gian lưu thủy lực của hồ hiếu khí thường là ngắn, thường là 5 ngày. Hình thức xử lý trên thường

áp dụng ở nơi có nhiều nắng, khí hậu ấm.

Hồ sinh học tùy nghi là loại thông dụng và khá linh hoạt với độ sâu của lớp nước 1,5 - 2,5 m,

còn được gọi là hồ oxy hóa hay hồ ổn định. Vi sinh vật hiếu khí hoạt động ở lớp nước trên, vi

sinh vật tùy nghi và yếm khí hoạt động ở lớp nước sâu phụ thuộc vào khả năng khuấy đảo nước

của gió.

Các chất rắn được lắng xuống đáy hồ. Ở lớp nước trên, oxy được cung cấp do thấm từ không

khí và do tảo quang hợp. Hồ ổn định được sử dụng để kiểm soát nước thải hoặc tích trữ nước cho

mục đích tưới tiêu.

Hồ được sục khí bổ xung thường có chiều sâu lớn hơn để xử lý nước thải có độ ô nhiễm cao

hơn. Oxy được cấp bổ xung bằng các thiết bị đặt nổi trên mặt nước hay bơm hút khí chìm. Độ

sâu của hồ nằm trong khoảng 2 - 6 m, thời gian lưu thủy lực từ 3 - 20 ngày. Lợi thế của loại hồ

có sục khí bổ xung là ít tốn diện tích.

Hồ sinh học yếm khí được sử dụng để xử lý loại nước thải có độ ô nhiễm cao, chủ yếu là nước

thải công nghiệp ở xa vùng dân cư. Hồ loại này không có vùng hiếu khí, độ sâu nằm trong

khoảng 5 - 10 m, thời gian lưu thủy lực từ 20 - 50 ngày.

Phương pháp thiết kế, vận hành và các yếu tố kỹ thuật liên quan về hồ sinh học được trình bày

trong tài liệu [3, 4, 5, 13, 35].

Sử dụng hồ sinh học để xử lý nước thải có các lợi ích sau:

- Chi phí xây dựng thấp.


~ 40 ~

- Chi phí vận hành thấp, kỹ năng vận hành đòi hỏi không cao.

- Mức độ thải bùn thấp, chu kỳ thải từ 10 - 20 năm.

- Dễ kết hợp với các loại hình công nghệ xử lý khác.

Nhược điểm của hồ sinh học:

- Tốn nhiều diện tích.

- Mật độ tảo có thể cao, khó kiểm soát ảnh hưởng đến việc xả thải ra nguồn nước mặt.

- Hồ yếm khí thường không có khả năng đảm bảo tiêu chuẩn thải.

- Ảnh hưởng tiêu cực đến nguồn nước ngầm.

- Thiết kế không hợp lý sẽ gây mùi [30, 31].

Trong hồ sinh học xảy ra đồng thời và kết hợp một số quá trình xử lý tạp chất trong nước thải:

hấp thu dinh dưỡng của thực vật (tảo), bay hơi, quang hóa và vi sinh vật.

Hồ sinh học được sử dụng để xử lý nước thải với nhiều cấp độ chất lượng khác nhau, từ xử lý

sơ bộ (yếm khí), xử lý đạt tiêu chuẩn bậc hai, bậc ba (hiếu khí, tùy nghi), xử lý dinh dưỡng thông

qua sự phát triển, kiểm soát tảo (tách) tại nhiều nơi trên thế giới, kể cả ở các vùng có khí hậu ôn

hòa và kết hợp cới các kỹ thuật khác [4, 5, 32, 33, 34, 35, 36].

12. 4. 2. Hệ xử lý nuôi bèo tây.

Thực vật nổi dùng cho xử lý nước thải chủ yếu là bèo tây, bèo tấm, bèo hoa dâu và đồng tiền

nước.

Bèo tây là loại thực vật sống ở nước ngọt, phổ biến rộng rãi trên thế giới. Bèo tây có sự phân

biệt rõ ràng giữa lá, hoa, thân và rễ cây. Phần gốc và rễ nằm trong nước, thân cây bèo rất xốp và

thường chứa một bộ phận phình to ra đóng vai trò của một phao nổi, lá bèo khá dày. Bèo tây nở

hoa theo vụ.

Kích thước của bèo khác nhau, tùy thuộc vào điều kiện khí hậu và dinh dưỡng. Độ dài của

bèo kể từ hoa đến phần cuối rễ nằm trong khoảng 30 cm đến 1,5 m. Bèo tây sinh sản theo kiểu đẻ

nhánh hoặc có thể gây giống từ hạt bèo. Bèo tây ưa khí hậu nóng ấm, thường ít chịu được khi

nhiệt độ xuống thấp hơn 10oC. Tốc độ phát triển của bèo tây rất nhanh, được liệt vào mười loại

thực vật có tốc độ phát triển nhanh nhất. Tốc độ phát triển của bèo phụ thuộc vào điều kiện: ánh

sáng, dinh dưỡng trong nước thải, cách nuôi và yếu tố môi trường sống.

Tốc độ phát triển của bèo được đánh giá theo hai cách: tốc độ che phủ mặt nước theo thời

gian hoặc tăng trưởng khối lượng ướt theo thời gian và diện tích. Do nhẹ nên mật độ khối lượng

bèo tính theo diện tích thấp (10 kg/m2) trong điều kiện bình thường, tuy nhiên, có thể nuôi bèo

với mật độ tới 80 kg/m2. Do có bộ rễ dài và khá rậm, bèo tây đóng vai trò hỗ trợ cho các loại vi


~ 41 ~

sinh vật phát triển với tư cách là chất mang và rễ bèo đóng thêm vai trò chất lọc làm trong nước.

Với thân xốp, rễ dài, bèo có khả năng vận chuyển oxy từ lá, qua thân đến rễ và vào môi trường

nước rất hiệu quả, tạo điều kiện cho vi sinh vật hiếu khí ở tầng nước sâu hoạt động.

Khả năng thấm oxy từ khí quyển trong các ao bèo có mật độ nuôi trồng cao bị hạn chế do bị

che chắn bởi lá và thân bèo.

Tác dụng loại bỏ dinh dưỡng của bèo dựa trên hai đặc trưng chính là tốc độ tăng sinh khối và

hàm lượng protein cao trong sinh khối của bèo (15 - 22%). Vì lý do đó, tốc độ thu hoạch bèo sẽ

ảnh hưởng trực tiếp đến khả năng xử lý dinh dưỡng của hệ [37, 38, 39].

Bèo tây là loại thủy thực vật được sử dụng rộng rãi nhất trong các ao hồ xử lý nước thải. Ao

hồ chứa bèo dùng để xử lý có thể chia ra làm ba loại dựa trên đặc trưng tình trạng oxy hòa tan

trong nước: hiếu khí tự nhiên, hiếu khí có bổ xung thêm oxy và loại tùy nghi.

Hồ hiếu khí tự nhiên có khả năng xử lý nước thải đạt mức độ cấp hai hoặc xử lý hợp chất nitơ

phụ thuộc vào mức độ ô nhiễm hữu cơ của nước thải, đó là loại thông dụng nhất hiện nay. Ưu

điểm của loại ao hiếu khí tự nhiên là ít sinh ra ruồi muỗi, côn trùng, ít gây mùi hôi.

Với các ao hồ có vị trí không quá nhạy cảm với mùi, hồ nuôi bèo có thể sục khí bổ xung để xử

lý các dòng thải có mức độ ô nhiễm hữu cơ cao và tiết kiệm diện tích.

Loại hồ nuôi bèo tùy nghi có hiệu quả xử lý cao, chịu được loại nước thải có độ ô nhiễm lớn.

Nhược điểm chính của nó là gây mùi và hấp dẫn muỗi, côn trùng.

Bèo có tác dụng hạn chế hay ngăn chặn tảo phát triển do che chắn ánh sáng từ trên bề mặt

hoặc kết hợp với hồ sinh học cao tải để tách loại tảo nhằm tận dụng khả năng xử lý dinh dưỡng

của tảo [32, 39].

Thông số kỹ thuật dùng để thiết kế ao hồ nuôi bèo gồm: thời gian lưu thủy lực, độ sâu của lớp

nước, cấu hình của ao hồ, tải lượng hữu cơ và tải lượng thủy lực.

Thời gian lưu thủy lực phụ thuộc vào tải lượng hữu cơ, tải lượng thủy lực và chiều sâu của lớp

nước. Tải lượng hữu cơ là yếu tố quan trọng nhất.

Độ sâu của lớp nước là yếu tố kiểm soát mức độ trộn nước theo chiều dọc, lớp nước càng sâu

khả năng trộn càng kém. Độ sâu của lớp nước cần đảm bảo sao cho nước thải có được điều kiện

tiếp xúc với rễ của bèo, nơi mà vi sinh vật bám trên đó. Chiều sâu của lớp nước được thiết kế

theo mục đích chất lượng thải hay đối tượng cần xử lý, giá trị đặc trưng được ghi trong bảng 12.

6.

Hệ xử lý bao gồm nhiều ngăn nối tiếp nhau, độ sâu của các ngăn cuối thường được thiết kế

lớn hơn do rễ bèo có xu hướng phát triển hơn về chiều dài khi khả năng cấp dinh dưỡng giảm.

Để thích nghi với điều kiện biến động của thủy văn địa phương, hệ nuôi bèo cần được thiết kế

đầu xả có khả năng điều chỉnh được mức nước trong hồ.


~ 42 ~

Bảng 12. 6. Thông số kỹ thuật đặc trưng thiết kế hồ nuôi bèo tây, bèo tấm và hiệu quả kỳ vọng

[11].

Thông số Dạng ao hồ nuôi bèo

Hiếu khí

tự nhiên

Hiếu khí bổ

xung oxy

Tùy nghi

xử lý N, P

Bèo tấm

Nước đầu vào Tách rác

hay cặn

Tách rác

hay cặn

Sau xử lý

bậc 2

Sau hồ sinh

học tùy nghi

BOD vào, mg/l 130-180 130-180 30 40

Tải lượng BOD,

kg. ha-1

. d-1

45-90 170-340 12-45 22-35

Chiều sâu lớp

nước, m

0,5-1,0 1,0-1,3 0,6-0,9 1,3-2,0

Thời gian lưu

thủy lực, d

10-36 4-8 6-18 20-25

Tải thủy lực,

m3. m

-2. d

-1

0,02-0,06 0,09-0,27 0,04-0,16 0,06-0,09

Nhiệt độ, oC >10 > 10 > 10 > 7

Chu kỳ thu

hoạch

theo năm

hay mùa

2 lần/tháng 2 lần/tháng 1 lần/tháng hoặc

1 lần/tuần cho xử

lý dinh dưỡng

Chất lượng nước sau xử lý (kỳ vọng)

BOD, mg/l < 20 < 15 < 10 < 30

Cặn, mg/l < 20 < 15 < 10 < 30

TN, mg/l < 15 < 15 < 5 < 15

TP, mg/l < 6 < 1 - 2 < 2 - 4 < 6

Cấu hình của ao nuôi bèo tây thường sử dụng là hình chữ nhật nối tiếp nhau. Quay vòng nước

và phân phối nước vào theo kiểu chia dòng vào các ao được sử dụng nhằm giảm nồng độ tạp

chất hữu cơ tại vùng xung quanh rễ bèo, tăng cường quá trình chuyển khối đến rễ bèo, giảm mức

độ gây mùi.

Tải lượng hữu cơ áp dụng cho ao nuôi bèo tây nằm trong khoảng rộng, từ 10 - 300 kg. ha-1

trong ngày. Nếu ao không được sục khí bổ xung, mùi sẽ xuất hiện với tải lượng 160 kg. ha-

1/ngày. Mùi hôi cũng xuất hiện ngay cả với tải lượng thấp hơn nếu trong nước thải có chứa


~ 43 ~

sunfat với nồng độ cao hơn 50 mg/l. Với ao nuôi bèo tự nhiên, tải lượng không nên vượt quá 100

- 110 kg. ha-1

/ngày.

Tải thủy lực áp dụng cho ao nuôi bèo tây nằm trong khoảng rất rộng: từ 240 đến 3600 m3. ha

-

1/ngày đối với nước thải sinh hoạt. Để đạt chất lượng thải bậc hai trong ao bèo có sục khí bổ

xung, tải lượng có thể áp dụng là 1000 m3. ha

-1/ngày. Tuy vậy, tải lượng hữu cơ quyết định tải

lượng thủy lực.

Nước phân bố tại đầu vào và ra khỏi ao được bố trí sao cho đều, tận dụng được tối đa diện

tích mặt nước, tránh các góc chết do dòng nước luôn có xu hướng đi tắt. Nước đầu vào có thể

phân bố dưới mặt lớp nước, phân bố giữa các ao nối tiếp nhau có thể phân bố hoặc trên hoặc

dưới mặt nước. Nơi thu nước được đặt ở vị trí cách xa nhất so với nơi nước vào.

Trên diện tích ao bèo dễ xảy ra sự tụ tập và sinh sản của muỗi và các loại côn trùng, đó chính

là một trong các điều kiện quyết định chọn lựa vị trí xây dựng. Kiểm soát mật độ muỗi nhằm

ngăn chặn lan truyền bệnh tật bằng cách áp dụng các giải pháp.

- Nuôi các loài cá ăn muỗi.

- Sử dụng các biện pháp tiền xử lý để giảm bớt tải lượng hữu cơ cho ao bèo nhằm duy trì được

điều kiện hiếu khí của ao.

- Phân bố đầu vào theo kiểu chia dòng hoặc hồi lưu nước để giảm tải lượng hữu cơ.

- Rút ngắn chu kỳ thu hoạch bèo.

- Phun nước vào buổi tối lên lá bèo.

- Sử dụng hóa chất diệt muỗi.

- Bổ xung thêm oxy cho ao bằng cách sục khí.

- Sử dụng tác nhân sinh học để diệt muối.

Cá bắt muỗi có thể chết trong điều kiện nước thiếu oxy (yếm khí) trong các ao bèo chịu tải

lượng hữu cơ cao. Ao có mật độ bèo cao là điều kiện thuận lợi cho muỗi phát triển.

Tần xuất thu hoạch bèo phụ thuộc vào chất lượng nước đòi hỏi sau xử lý, tốc độ phát triển của

bèo. Thu hoạch bèo tạo điều kiện cho chúng phát triển tiếp, tức là tăng cường xử lý dinh dưỡng

do quá trình nitrat hóa và khử nitrat chỉ đóng góp một phần không lớn vào quá trình loại bỏ hợp

chất nitơ [38, 39, 41].

Tách loại photpho chủ yếu nhờ vào tách loại sinh khối của bèo. Chu kỳ thu hái bèo có thể hợp

lý là 3 - 4 tuần/lần.

Bèo thu hoạch thường được phơi khô hoặc ủ làm phân hữu cơ, tuy nhiên do lượng nước trong

bèo lớn nên cần phơi khô trước khi ủ để tránh nước (chứa dinh dưỡng) tiết ra từ bèo.

Khả năng tách kim loại nặng trong ao bèo trước hết là do hấp phụ trên các cặn không tan và

thân cây và rễ bèo. Khả năng hấp thu kim loại nặng của bèo không cao, hàm lượng kim loại nặng


~ 44 ~

trong tế bào của bèo thấp. Kim loại nặng có thể được tiết ra từ cặn sa lắng khi môi trường thay

đổi thế oxy hóa khử.

12. 4. 3. Hệ xử lý nuôi bèo tấm.

Bèo tây được sử dụng rộng rãi để xử lý nước thải do khả năng hấp thu lớn các chất dinh

dưỡng (bảng 12. 3), tuy vậy hiệu quả kinh tế của sản phẩm nuôi trồng không được hấp dẫn, ít

thấy hiệu quả khác ngoài tác dụng làm phân bón hữu cơ.

Bèo tấm (duckweeds, lemonacaea) là loại thực vật nổi, kích thước nhỏ, phân bố rộng ở nhiều

vùng trên thế giới, sống trong nước ngọt. Họ bèo tấm gồm 4 giống: wolffiella, wolffia, lemna,

spirodela và có thể phân lập được ít nhất là 37 loài [6]. Kích thước của bèo tấm khá nhỏ: lá có

chiều rộng 1 - 3 mm, rễ ngắn hơn 10 mm, không có sự phân biệt rõ giữa là và thân. Tốc độ phát

triển của bèo tấm cao hơn bèo tây (30%), mức độ che phủ diện tích mặt nước có thể tăng gấp đôi

trong thời gian 4 ngày trong điều kiện thông thường.

Do rễ ngắn nên bèo tấm không hoặc ít đóng góp vào việc cấp oxy cho nước, mặt khác do tốc

độ lan phủ mặt nước nhanh nên ao bèo tấm thường nằm trong tình trạng thiếu oxy. Do nổi và

nhẹ, bèo tấm dễ bị gió thổi tạt vào ven bờ hoặc bị tản mát khi mật độ bèo thấp. So với bèo tây,

bèo tấm chịu lạnh tốt hơn, nó có thể tồn tại và phát triển ở nhiệt độ lớn hơn 7oC.

Các giống bèo tấm khác nhau có hàm lượng nitơ (protein) khác nhau (bảng 12. 4), bảng 12. 7

so sánh hàm lượng protein giữa các bèo tấm và bèo tây được nuôi trong nước thải (quan hệ giữa

protein và nitơ: 1 g N = 6,25 g protein).

Tốc độ phát triển của bèo tấm bị ảnh hưởng bởi các yếu tố: ánh sáng, nhiệt độ, pH và điều

kiện dinh dưỡng. Trong nước thải nồng độ amoniac và hydro sunfua cao cũng ảnh hưởng đến tốc

độ phát triển của bèo. Các yếu tố nêu trên ảnh hưởng khác nhau lên từng loại bèo, vì vậy khi

chọn loại bèo để nuôi, tốt nhất là sử dụng giống sẵn có ở địa phương, loại đã thích nghi với điều

kiện sẵn có.

Bảng 12. 7. Hàm lượng nitơ và protein trung bình trong bèo tây, bèo tấm [13].

Thành phần Khối lượng khô %

Bèo tây Bèo tấm

Protein thô 18,1 38,7

Hàm lượng N 2,9 5,9

Photpho (P) 0,6 0,6


~ 45 ~

Do không có sự phân biệt rõ ràng giữa lá và thân bèo nên phần lớn tế bào của bèo tấm tích

cực tham gia vào quá trình quang hợp. Do các điều kiện sinh trưởng khác nhau nên sản lượng

bèo tại các địa phương cũng khác nhau, từ 11 - 50 tấn/ha bèo khô. Sản lượng bèo thường thấy

nằm trong khoảng 15 - 30 tấn/ha.

Hàm lượng protein trong bèo không những phụ thuộc vào giống bèo mà còn phụ thuộc vào

điều kiện về tốc độ sinh trưởng.

Trong nguồn nước tự nhiên, hàm lượng protein thô trong bèo nằm trong khoảng giá trị 14 -

26%, nuôi trong nước thải thì hàm lượng protein cao hơn, từ 29 đến 41% khối lượng khô. So

sánh với phần lớn các cây trồng khác (bảng 12. 2), bèo tấm là nguồn sản xuất đạm rất có tiềm

năng, vì vậy nó được quan tâm về mặt dinh dưỡng, về phương diện thức ăn cho động vật.

Giống bèo tấm Wolffia arrhiza thậm chí còn được sử dụng làm thức ăn cho người tại

Myanma, Lào và miền bắc Thái Lan [6]. Loại bèo này cho thu hoạch 2000 kg/ha với phương

pháp nuôi trồng rất đơn giản trong ao hồ, không cần cung cấp thêm phân bón.

Trong các hệ sinh thái kết hợp, bèo tấm được sử dụng làm thức ăn cho một số loài cá nước

ngọt: rô phi, trắm cỏ và một số loại cá khác. Bèo tấm có thể cho cá ăn tươi hoặc kết hợp với thức

ăn khác trong các ao nuôi thâm canh. Bèo cũng có thể sấy khô và tạo viên làm thức ăn cho cá

hoặc phối trộn trong thành phần thức ăn tổng hợp.

Sử dụng bèo tấm để xử lý nước thải có các ưu điểm [6]:

- Bèo tấm có khả năng hấp thu dinh dưỡng cao, tốc độ phát triển nhanh nên hiệu quả xử lý hợp

chất nitơ và photpho lớn. Tốc độ phát triển của bèo ít nhạy cảm bởi nhiệt độ, mức độ ô nhiễm

của nước thải, dao động của pH; ít bị nhiễm bệnh.

- Bèo tấm có khả năng chịu đựng với nồng độ khá cao của chất tẩy rửa trong nước thải sinh hoạt.

- Bèo tấm có khả năng hấp thu, tích lũy và phân hủy một số chất hữu cơ khó sinh hủy, kể cả một

số kim loại nặng. Tích lũy kim loại nặng là yếu tố bất lợi nếu chúng được sử dụng làm thức ăn

cho gia súc, gia cầm hay cho các động vật khác.

- Do có hàm lượng protein cao, ít xơ nên có thể sử dụng làm nguồn thức ăn giàu dinh dưỡng và

dễ tiêu hóa đối với phần lớn các vật nuôi: lợn, động vật nhai lại, gà, vịt, cá.

- Thu hoạch bèo tấm khá đơn giản so với các loại thủy thực vật khác.

- Hồ nước được phủ kín bèo tấm có tác dụng ngăn cản sự phát triển của tảo, tạo ra điều kiện tĩnh

giúp thúc đẩy quá trình lắng của các chất rắn lơ lửng, làm trong nước.

- Ao được phủ bèo hạn chế sự phát triển của muỗi và hạn chế mùi phát sinh.

- Trong các vùng thiếu nước, thảm bèo tấm có tác dụng ngăn chặn một phần nước bốc hơi nhằm

tích trữ nước cho mục đích tưới tiêu.


~ 46 ~

Với các ưu điểm trên, bèo tấm được sử dụng để xử lý nước thải với hiệu quả khá tốt ở Mỹ,

Trung Quốc, Bangladesh.

Ao bèo tấm được sử dụng để xử lý các loại nước thải: sinh hoạt, chế biến sữa, xử lý bậc ba từ

nước thải đã xử lý thứ cấp, từ các hồ sinh học ổn định và nước nuôi thủy sản [32, 35, 36 38, 40].

Tác dụng xử lý chất hữu cơ sinh hủy (BOD), cặn không tan trong ao nuôi bèo tấm dựa trên

hoạt động của vi sinh vật, tương tự như trong hồ sinh học tùy nghi. Do bị che chắn bởi bèo và

bèo không có khả năng cấp oxy cho nước nên các loại vi sinh hiếu khí hoạt động kém và mật độ

tảo cũng rất thấp lại càng hạn chế khả năng phát triển của vi sinh hiếu khí. Khả năng xử lý BOD

của ao bèo tấm bị hạn chế.

Trong ao bèo tấm, quá trình khử nitrat thuận lợi, quá trình nitrat hóa bị hạn chế do thiếu oxy.

Bèo tấm có khả năng hấp thu tốt amoniac nên hiệu quả xử lý phụ thuộc chủ yếu vào tốc độ thu

hái sinh khối.

Khả năng xử lý photpho của ao bèo dựa trên khả năng hấp thu và thu hoạch sinh khối.

Xử lý kim loại nặng trong ao bèo tấm dựa trên cơ chế hấp thu của thực vật, hấp phụ và kết

tủa.

Xử lý vi sinh gây bệnh trên cơ sở: chết tự nhiên, lắng, ăn thịt lẫn nhau, hấp phụ và phơi nhiễm

tia cực tím.

Do khả năng xử lý BOD của ao bèo tấm không cao nên muốn đạt được tiêu chuẩn thải thứ

cấp, ao bèo tấm cần được xử lý kết hợp với hồ sinh học hiếu khí hoặc tùy nghi.

Ao bèo tấm có khả năng rất tốt về phương diện làm trong nước do các thảm bèo duy trì được

trạng thái nước lặng và ngăn cản sự phát triển của tảo. Khi được bèo che phủ, tảo chỉ có thể tồn

tại thêm được 6 - 10 ngày thì chết và lắng xuống đáy ao.

Hiệu quả xử lý dinh dưỡng của bèo tấm phụ thuộc vào tốc độ thu hái và phát triển: mật độ

nuôi thích hợp là 1,2 - 3,6 kg/m2 và tốc độ phát triển tối ưu là khoảng 0,5 kg. m

-2/ngày. Giả thiết

là sản lượng bèo thu hoạch được là 20 tấn/ha/năm, hàm lượng nitơ trong bèo là 60%, vậy lượng

nitơ tách loại được là 1200 kg. ha-1

/năm, lượng photpho tách được sẽ là 120 kg. ha-1

/năm do tách

sinh khối ra khỏi ao.

Bèo tấm có khả năng hấp thu một số kim loại nặng: 27 g Zn, 10g Pb, 5,5 g Ni/1g khi

nồng độ của các kim loại trên là 10 mg/l.

Thông số thiết kế ao bèo tấm được trình bày trong bảng 12. 7. khi sử dụng để xử lý nguồn

nước thải từ hồ sinh học tùy nghi.

Thiết kế ao bèo tấm tương tự như ao bèo tây, tuy vậy cần phải sử dụng các khoang chắn (nổi)

để hạn chế sự tản mạn của bèo do gió thổi.


~ 47 ~

Do khả năng xử lý BOD của ao bèo tấm không cao, khả năng hấp thu dinh dưỡng của bèo tấm

tốt nên có thể kết hợp xử lý nước thải giữa phương pháp yếm khí và bèo tấm để tận dụng được

thế mạnh của hai phương pháp, giảm giá thành xử lý. Kết hợp xử lý yếm khí và nuôi bèo rất

thích hợp cho vùng có khí hậu nóng ấm. Lợi thế của tổ hợp hai kỹ thuật trên là [6]:

- Thiết kế ao bèo tấm dựa trên quá trình tách loại dinh dưỡng, không cần chú ý tới tải lượng hữu

cơ sẽ làm giảm đáng kể thời gian lưu thủy lực của hệ - giảm diện tích ao nuôi bèo.

- Thành phần chất hữu cơ đã được phân hủy trước đó trong giai đoạn xử lý yếm khí thúc đẩy khả

năng hấp thu dinh dưỡng của bèo.

- Trong quá trình xử lý yếm khí, thành phần dinh dưỡng trong chất thải rắn được giải phóng vào

nước cung cấp cho bèo.

- Cả kỹ thuật yếm khí lẫn nuôi bèo đều dễ thiết kế cho qui mô xử lý không tập trung ở vùng nông

thôn và các khu dân cư nhỏ.

Với các loại nước có mức độ ô nhiễm cao từ các quá trình chế biến nông sản hay hoạt động

công nghiệp: đồ uống, giết mổ, sửa, chăn nuôi, sau xử lý yếm khí còn chứa hàm lượng chất dinh

dưỡng cao, sử dụng ao bèo tấm xử lý tiếp có thể coi là biện pháp thu hồi gián tiếp các chất dinh

dưỡng từ nước thải.

Bèo tấm là một khâu quan trọng trong hệ tổng hợp. Hệ tổng hợp được định nghĩa là sự tổ hợp

các quá trình và vận hành chúng với mục tiêu sử dụng tối ưu các nguồn lợi tài nguyên thông qua

tái sử dụng chất thải: thu hồi, tái sử dụng năng lượng và các sản phẩm có ích khác. Các quá trình

chuyển hóa các nguồn thải khác nhau được thực hiện sao cho ít phải sử dụng thêm năng lượng,

nguyên liệu, hệ thống tổng hợp đạt tới khả năng tự thỏa mãn. Ở vùng nông thôn của châu Á, rất

nhiều mô hình tổng hợp được thực hiện trong sản xuất nông nghiệp từ nhiều đời nay, ví dụ mô

hình vườn - ao - chuồng ở Việt Nam được áp dụng khá phổ biến từ vài chục năm trước. Hệ tổng

hợp khó thực hiện đối với các vùng có mật độ dân cư cao, ví dụ trong các thành phố, do mức độ

tiêu thụ và thải lớn, trạng thái cân bằng khó thiết lập.

Ao bèo có thể đóng vai trò trong hệ tổng hợp về phương diện tái sử dụng chất thải. Ví dụ một

hệ tổng hợp sử dụng ao bèo tấm hoạt động theo sơ đồ: chất thải từ chăn nuôi, bể phốt được ủ

yếm khí để sản xuất biogas, nước thải từ xử lý yếm khí được sử dụng để nuôi bèo tấm, bèo tấm

được sử dụng để nuôi gia súc, gia cầm và cá, nước nuôi cá được sử dụng để tưới cho cây trồng;

gia súc, cây trồng, cá thu hoạch được là nguồn thức ăn nuôi cộng đồng dân cư.

Một hệ tổ hợp như trên được triển khai thực hiện để xử lý nước thải tại Ấn Độ, Colombia,

Brazil.

Nguồn nước ngày càng trở nên thiếu đối với sản xuất và cuộc sống, tái sử dụng nước thải sẽ

trở thành vấn đề cấp thiết nhằm bù đắp cho nhu cầu ngày càng tăng, đặc biệt đối với các vùng

khô cạn. Nông nghiệp là ngành sản xuất sử dụng tới 90% nước, 10% còn lại được sử dụng cho


~ 48 ~

hoạt động công nghiệp và đời sống. Nước sử dụng trong sản xuất nông nghiệp dùng cho mục

đích tưới tiêu. Tái sử dụng nước thải sẽ bù đắp được một phần nhu cầu sử dụng trong sản xuất

nông nghiệp.

Ao bèo tấm có tác dụng ổn định nước thải cho mục đích tưới tiêu vì nó có khả năng loại bỏ

được nhiều yếu tố gây ảnh hưởng bất lợi cho các cây trồng khác như giảm độ muối, các khoáng

chất tan, giảm bớt sự phát triển của tảo.

Mặc dù bèo tấm có khả năng hấp thu dinh dưỡng, cạnh tranh với các cây trồng khác, tuy vậy

nhu cầu dinh dưỡng của các cây trồng phụ thuộc vào thời kỳ phát triển nên việc bổ xung thêm

dinh dưỡng vào nước thải sau khi xử lý với bèo tấm cũng không khó khăn. Nước thải sau xử lý

với bèo tấm chứa nồng độ dinh dưỡng thấp (N, P) là yếu tố có lợi đối với thủy động vật và giảm

thiểu ô nhiễm cho nước ngầm.

12. 4. 4. Hệ xử lý trồng thảm lau sậy.

Vào thập kỷ 70 và 80, Seidel và Kickuth phát hiện khả năng xử lý nước thải của họ cây lau,

sậy khi nước được lọc qua thảm thực vật trên. Loại thực vật trên có khả năng xử lý đồng thời

nhiều thành phần chất gây ô nhiễm: chất hữu cơ dễ phân hủy, khó phân hủy, hợp chất nitơ,

photpho, kim loại nặng. Nước thải có độ ô nhiễm hữu cơ rất khác nhau, từ loại nhẹ (BOD < 45),

loại trung bình (BOD: 45 - 300), loại nặng (BOD: 300 - 3000, rất nặng (BOD > 3000) đều có thể

xử lý với thảm lau, sậy [42].

Thực vật được sử dụng cho mục đích trên gồm cây sậy (Phragmites australis), cây cỏ nến

(Typha latifolia), cỏ hương bồ (Schoenoplectus lacustris) (hình 12. 1. 12. 2, 12. 3).

Đặc điểm nổi bật của các loại thực vật kể trên là phần thân cây có độ xốp lớn, bộ rễ mọc kiểu

chùm chứa nhiều sợi rất nhỏ. Với cấu trúc như vậy, việc vận chuyển oxy từ lá qua thân đến rễ rất

thuận lợi, từ rễ oxy thâm nhập vào môi trường đất, nước xung quanh nó. Môi trường đất quanh rễ

chứa nhiều oxy tạo điều kiện tốt cho vi sinh vật hiếu khí phát triển, vùng đất xa rễ ít oxy là điều

kiện cho vi sinh vật yếm khí tồn tại. Kết quả là vùng đất trồng loại thực vật trên tồn tại đồng thời

các điều kiện môi trường: hiếu khí, thiếu khí và yếm khí, trong môi trường đó các quá trình xử lý

hợp chất hữu cơ, nitơ, photpho xảy ra. Rễ cây phát triển tạo điều kiện tăng độ thấm nước của đất.

Phía trên mặt đất, mật độ cây rất lớn, tới 500/m2, đóng vai trò lớp lọc khi nước chảy qua và đóng

vai trò chất mang cho vi sinh vật.


~ 49 ~

Hình 12.1. Cây sậy

Hình 12. 2. Cây cỏ nến

http://upload.wikimedia.org/wikipedia/commons/1/16/Typha_latifolia_02_bgiu.jpg

http://upload.wikimedia.org/wikipedia/commons/1/16/Typha_latifolia_02_bgiu.jpg


~ 50 ~

Hình 12. 3. Cây cỏ hương bồ.

Mật độ vi sinh vật trong các hệ xử lý trồng các loại thực vật trên cao hơn nhiều so với vùng

không có cây trồng, trên rễ cao hơn so với lớp giá đỡ (sỏi) mà cây mọc trên đó (bảng 12. 8).

Bảng 12. 8. So sánh mật độ vi sinh vật trên giá đỡ và vùng rễ của thực vật trong hệ xử lý nước

chảy ngầm [42].

Môi trường Vi khuẩn Actinomycet Nấm

Sỏi không trồng cây a) 0.6. 106 3,1. 10

4 1,0. 10

3

Sỏi trồng cỏ nến a) 1,6. 106

1,4. 105

4,0. 103

Rễ cỏ nến b) 3,5. 106

2,5. 106

2,8. 104

Sỏi trồng cây sậy a) 1,2. 107

2,8. 105

1,1. 105

Rễ cây sậy b) 6,6. 109

1,3. 106

1,6. 106

Ghi chú: a) đơn vị cfug-1

khối lượng khô, b) cfug-1

khối lượng ướt.

Số liệu của bảng 12. 8 cho thấy, mật độ vi sinh vật ở rễ cây sậy hay cỏ nến cao hơn trên sỏi

không trồng cây từ 103 - 10

4; chứng tỏ vai trò của thực vật trong hệ, vi sinh vật trong đó chủ yếu

là vi khuẩn. Mặc dù mật độ vi khuẩn cao nhưng hoạt tính enzym của nó đối với cơ chất không

cao nên chúng chỉ có thể phân hủy chất hữu cơ có cấu trúc đơn giản. Ngược lại, nấm và

actinomycetes có khả năng thủy phân chất hữu cơ cao, chúng có khả năng tiết ra các loại enzym:

amylase, proteasa, chitinasa, xylanasa và cellulase.


~ 51 ~

Với những đặc điểm đã nêu, hệ thảm thực vật họ sậy có tác dụng xử lý nước thải trên nhiều

phương diện, kể cả tách loại các vi khuẩn gây bệnh thông qua các cơ chế xảy ra trong hệ (bảng

12. 9).

Do nhiều cơ chế tác dụng đồng thời và trong thực tế có thể sử dụng ba dạng kỹ thuật thực hiện

là chảy ngầm, lọc xuôi và chảy tràn trên bề mặt thảm thực vật, hệ lau sậy có thể sử dụng cho các

đối tượng nước thải khác nhau. Kỹ thuật chảy ngang dưới lớp thực vật, nước thải tiếp xúc với

vùng rễ cây, được sử dụng để xử lý nước thải bậc ba (sau xử lý bậc hai). Kỹ thuật lọc xuôi qua

nhiều tầng được áp dụng để xử lý nước thải có độ ô nhiễm cao. Kỹ thuật chảy tràn bề mặt được

sử dụng để xử lý nước thải chứa kim loại nặng, ổn định pH (nước thải khai thác mỏ).

Bảng 12. 9. Cơ chế xử lý các thành phần ô nhiễm trong nước thải của hệ thực vật lau, sậy

[42].

Thành phần tạp

chất

Cơ chế xử lý

Cặn không tan Lắng, lọc, hấp phụ

BOD Lắng, lọc, phân hủy tạo ra sản phẩm CO2,

H2O, NH3 do các vi sinh vật bám trên cây, rễ

và lớp đệm.

Hợp chất nitơ Chủ yếu do nitrat hóa - khử nitrat.

Oxy hóa amoniac bởi vi sinh trong vùng hiếu

khí. Khử nitrat, nitrit trong vùng thiếu khí.

Một phần nhỏ được thực vật hấp thụ.

Hợp chất photpho Hấp phụ, tạo phức, kết tủa trong lớp đệm do

muối Al, Fe, Ca và sét. Một phần nhỏ do thực

vật hấp thụ

Kim loại nặng Kết tủa do thay đổi pH; lắng và hấp phụ trên

màng vi sinh bám trên cây và rễ.

Vi khuẩn gây bệnh Lắng, lọc, chết, tiêu diệt lẫn nhau. Chất kháng

sinh tiết ra từ rễ và thân cây chết.

Do tăng cường khả năng thấm nước nhờ bộ rễ cây và môi trường hiếu khí xung quanh rễ nên

hệ xử lý trên cũng được sử dụng để cô đặc bùn, xử lý bùn thải.


~ 52 ~

ra ao

ống thu nước điều

chỉnh được độ cao

Hướng của dòng nước

nước vào

sỏi, vùng

phân bố

nước

sỏi, vùng

thu nước

Tầng lọc

Trong thực tế, cây sậy được dùng phổ biến nhất ở châu Âu [43, 44, 45], cây cỏ nến được sử

dụng nhiều ở Mỹ và ở Anh với kỹ thuật chảy tràn để xử lý kim loại. Cả hai loại thực vật trên đều

tỏ ra có hiệu quả đối với nước thải có độ ô nhiễm khác nhau, từ mức độ ô nhiễm nhẹ đến mức

nặng. Với nước thải có độ ô nhiễm rất cao, hệ lau sậy chưa được sử dụng để đánh giá hiệu quả và

khả năng đáp ứng của chúng, tuy vậy có thể cho rằng kỹ thuật đơn giản trên khó đạt hiệu quả tốt

nếu không được bổ xung thêm oxy.

12. 4. 4. 1. Thảm lau sậy lọc ngang.

Kỹ thuật lọc ngang (còn gọi là lọc ngầm, subsurface flow) bao gồm một tầng lọc sỏi hoặc đất,

lau sậy được trồng trên tầng lọc đó. Sỏi, đất trong tầng lọc được giữ ngập trong nước thải với

mực nước thấp hơn 5 cm so với mặt lớp lọc. Sơ đồ hệ lọc ngang được trình bày trong hình 12. 4.

Hình 12. 4. Sơ đồ hệ lọc ngang (lọc ngầm) trên thảm lau sậy.

Dưới lớp đất, đá lọc được xây dựng một lớp không thấm nước. Tại đầu vào và đầu thu nước

cần bố trí một khoang chứa đá (tốt nhất là đá vôi với kích thước hợp lý 3 - 5 cm) nhằm mục đích

phân bố đều nước. Ống thu nước cần bố trí điều chỉnh mực nước trong hệ lọc.

Phụ thuộc vào mục đích xử lý, mức độ ô nhiễm của dòng thải, thông số thiết kế hệ xử lý được

áp dụng khác nhau. Áp dụng hệ để xử lý nước thải bậc ba hay nước thải có độ ô nhiễm thấp,

chiều dài của lớp lọc cần 5 - 10 m, xử lý nước thải đạt bậc hai với mức ô nhiễm của dòng vào,

BOD > 300 mg/l cần chiều dài của lớp lọc tới 70 m, thảm lọc có thể được chia ra làm nhiều

đoạn. Thời gian lưu thủy lực của hệ có thể tới nhiều ngày.

Diện tích của thảm lọc là thông số đầu tay của hệ lọc và được tính từ phương trình theo đề

xuất của Kickuth [42]:


~ 53 ~

k

CCQA eo )ln(ln (12-1)

A: diện tích của thảm lọc (m2), Q: lưu lượng lọc hàng ngày (m

3/ngày), Co: BOD trung bình

của dòng vào, Ce: nồng độ BOD sau xử lý (mg/l), k: hằng số tốc độ (m/ngày).

Giá trị của k phụ thuộc vào tính sinh hủy của tạp chất hữu cơ trong nước thải và tính năng của

vật liệu lọc. Nhiều công trình nghiên cứu xử lý nước thải sinh hoạt đề xuất giá trị k, theo đó diện

tích lọc cần thiết cho một người tương đương (person equivalent - 200 lit nước sinh hoạt/đầu

người) là từ 3 - 5 m2/người [43, 44, 45, 46].

Tiết diện lọc (chiều rộng chiều sâu) của tầng lọc được tính trên cơ sở định luật thấm của

Darcy:

dSdHk

QA

L

L/.

(12-2)

A: Tiết diện lọc (m2); Q: Lưu lượng lọc (m

3. s

-1), kL: Tốc độ thấm của tầng lọc (m

3. m

-2. s

-1 =

m. s-1

); dH/dS: Độ chênh lệch thủy lực (5%). Ở Anh, giá trị kL được sử dụng là 10-3

m. s-1

. Theo

Kickuth thì giá trị kL < 10-4

m. s-1

nhằm tránh sự cuốn trôi của tầng lọc và duy trì được các điều

kiện hiếu khí, thiếu khí và yếm khí trong tầng lọc. Mật độ cây trồng dày sẽ tăng được hiệu quả

xử lý.

Phụ thuộc vào điều kiện cụ thể, các tiêu chuẩn thiết kế hệ lọc ngang của từng vùng được thiết

lập và áp dụng, ví dụ tiêu chuẩn thiết kế hệ xử lý dùng lau sậy của Đức (Abwassertechnische

Vereinigung eV. (ATV) năm 1998) hướng dẫn thiết kế nhằm mục đích xử lý BOD, đối với qui

mô tới 1000 người tương đương được trình bày trong bảng 12. 10.

Thông số thiết kế hệ xử lý chỉ có giá trị trong từng trường hợp cụ thể, chúng thay đổi trong

khoảng rộng khi mục tiêu xử lý đặt ra khác nhau (ví dụ xử lý nitơ, photpho, xử lý bùn), điều kiện

thực hiện khác nhau (nóng ấm, thời kỳ khô hay mưa, tổ hợp với các phương pháp xử lý khác [48,

49, 50]. Với các thông số thiết kế ghi trong bảng 12. 10, nước thải sau xử lý đạt: BOD 40 mg/l,

COD 150 mg/l.

Hiệu quả xử lý của hệ cao đối với BOD, P, tuy nhiên khả năng xử lý hợp chất nitơ bị hạn chế,

đặc biệt về mùa lạnh [43, 45].

Tầng đất trồng trọt và đặc trưng của nó cũng ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý của hệ. Vật liệu

có thể sử dụng là sỏi nhỏ, cát hoặc hỗn hợp của cả hai, đôi khi một lượng nhỏ đất sét (5%) được

bổ xung thêm để tăng khả năng hấp phụ photpho. Lọc ngang cần chiều sâu ( 80 cm) vì vậy diện

tích lọc trong trường hợp đó cần thấp hơn (2,5 m2 so với 5 m

2). Tầng lọc xuôi chỉ chứa không

quá 2% sét nhằm đảm bảo độ thấm của lớp lọc.


~ 54 ~

Bảng 12. 10. Tiêu chuẩn thiết kế hệ xử lý trồng lau sậy theo ATV, A 262, 1998 đối với nước

thải sinh hoạt [45].

Thông số Hệ lọc lau sậy

Chiều lọc Lọc ngang Lọc xuôi

Xử lý sơ bộ (lắng sơ cấp) Có Có

Vật liệu lọc Cát, sỏi nhỏ Cát, sỏi nhỏ

Tốc độ thấm kL (m. s-1

) 10-3

-10-4

10-3

-10-4

Chiều cao lớp lọc (cm) 50 80

Diện tích lọc (m2/người) 5 2,5

Tải lượng thủy lực tối đa (mm/ngày) 40 60

Thực vật Cây sậy Cây sậy

Để tránh gây tắc tầng lọc, nước thải trước khi xử lý cần được tách khỏi thành phần chất rắn và

cần được kiểm tra trong khi vận hành. Nhằm tăng cường hiệu quả xử lý đối với cả các thành

phần tạp chất khác, các biện pháp vận hành có thể áp dụng là: ngắt đoạn, thay đổi lưu lượng, bổ

xung thêm khí, hạn chế nguồn nước mưa vào hệ hoặc phối hợp thêm với các kỹ thuật xử lý khác

[44, 49].

12. 4. 4. 2. Thảm lau sậy lọc xuôi.

Hệ xử lý lọc xuôi được bố trí tương tự như một bể lọc trọng lực thông dụng, điều khác biệt

duy nhất là thực vật được trồng trên lớp lọc, rễ cây nằm trong lớp lọc. Vật liệu lọc sử dụng cũng

tương tự như trong trường hợp lọc ngang (xem bảng 12. 10).

Nguồn oxy cấp cho hệ lọc từ không khí khuyếch tán vào tầng lọc qua các ống dẫn đục lỗ cắm

sâu trong tầng lọc, qua vận chuyển từ lá cây qua thân đến rễ. Tùy thuộc vào mức độ ô nhiễm của

nước thải, hệ lọc xuôi có thể bố trí theo kiểu lọc một, hai hay ba giai đoạn, mỗi giai đoạn bao

gồm nhiều tầng lọc giống nhau, có thể sáu tầng lọc ở giai đoạn một, bốn ở giai đoạn hai và ba ở

giai đoạn thứ ba [42]. Hệ lọc xuôi thường hoạt động ngắt quãng, có chen giữa thời gian ngừng.

Trong thời gian hoạt động, mặt lớp lọc dần bị tắc bởi các chất rắn trong nước thải, dẫn đến tắc

quá trình lọc. Trong thời gian dựng hoạt động khoảng một tuần, chất rắn hữu cơ tích tụ trên lớp

lọc bị phân hủy và trả lại tính lọc cho tầng lọc. So với lọc ngang, khả năng cấp oxy của tầng lọc

xuôi tốt hơn. Cho tới nay, thông số sử dụng để thiết kế chủ yếu là yếu tố tải thủy lực, việc thiết


~ 55 ~

kế có hiệu quả cần phải dựa vào kinh nghiệm hoặc các tiêu chuẩn được xây dựng từ các công

trình nghiên cứu công phu (bảng 12. 10) [43, 45, 51, 52].

Trường đại học Birmingham (Anh) nghiên cứu hiệu quả xử lý của gần 200 hệ với giá trị BOD

nằm trong khoảng 125 - 5075 mg/l, kết quả thu được cho thấy: để giảm BOD từ 5000 mg/l

xuống dưới 50 mg/l cần tới hệ thống xử lý sáu giai đoạn, hiệu quả loại bỏ hợp chất nitơ cũng

đáng kể.

So sánh giữa hai kỹ thuật lọc ngang và lọc xuôi về mặt hiệu quả xử lý nước thải sinh hoạt tại

nhiều hệ thống hoạt động ở châu Âu cho thấy: hệ học ngang có khả năng xử lý 80 - 90% BOD,

nồng độ BOD đầu ra đạt 20 mg/l, hiệu quả tách loại nitơ đạt 20 - 30%, tách loại photpho đạt 30 -

40%. Hiệu quả xử lý theo phương pháp lọc xuôi hai giai đoạn đối với BOD đạt 93%, chất rắn

không tan 90%, amoniac 75% và photphat đơn đạt 37% [42].

Hai kỹ thuật trên có thể phối hợp để xử lý nước thải, ví dụ hãng Aquafin (Bỉ) thiết lập hệ xử

lý gồm hai hệ nối tiếp lọc xuôi và lọc ngang kế tiếp nhau [43]. Hiệu quả xử lý nước thải sinh

hoạt rất cao (COD: 89%, BOD: 98%). Tách loại chất hữu cơ chủ yếu xảy ra ở giai đoạn lọc xuôi

(COD: 85%, BOD: 96%). Hiệu quả xử lý chất hữu cơ không suy giảm ở mùa đông. Hiệu quả xử

lý BOD giảm khi bề mặt lớp lọc bị tắc. Tắc bề mặt lọc có liên quan chủ yếu đến hệ lọc xuôi, gây

ra bởi các nguyên nhân: sơ lắng, cấu trúc của tầng lọc và chu kỳ hoạt động - dừng nghỉ.

Hiệu quả xử lý photpho của hệ rất cao, trong giai đoạn khởi động đạt tới 100%, sau 7 tháng

hoạt động hiệu quả xử lý giảm, dao động quanh 71%. Mức độ giảm hiệu quả xử lý photpho là do

nguyên nhân các trung tâm hấp phụ photpho trong tầng lọc đã bão hòa, khả năng tách loại

photpho sau đó là do thực vật hấp thụ và kết tủa hóa học. Suy giảm photpho trước hết xảy ra ở hệ

lọc xuôi, tiếp theo trong hệ là lọc ngang.

Hiệu quả tách hợp chất nitơ đạt trung bình 53% (nước đầu vào 15,8 10 mg TN/l). Trong mùa

hè, quá trình nitrat hóa xảy ra khá triệt để tại bể lọc xuôi và giảm hẳn vào mùa đông. Quá trình

khử nitrat trong hệ lọc ngang xảy ra chậm ảnh hưởng đến hiệu quả tách loại hợp chất nitơ của cả

hệ. Nguyên nhân là phần lớn BOD đã bị phân hủy ở giai đoạn lọc xuôi.

Hệ phối hợp hai kỹ thuật trên tỏ ra thích hợp cho xử lý nước thải qui mô nhỏ.

Hệ lau sậy được áp dụng để xử lý bùn. Bùn tích lũy trên bề mặt tầng lọc được tiếp tục phân

hủy. Nước tách ra từ bùn được lọc qua và phân hủy trong tầng lọc. Rễ cây trong tầng lọc tạo điều

kiện cho nước thấm qua tầng. Thông số thiết kế cho hệ xử lý bùn chủ yếu là thời gian lưu của

bùn trong hệ [44, 50, 53].

Kỹ thuật chảy tràn qua thảm lau sậy được sử dụng để tách bỏ kim loại nặng nhờ sự thay đổi

pH và oxy hóa. Kim loại kết tủa ở dạng tan được hấp phụ lên vi sinh vật bám trên cây hoặc lắng

trên bề mặt lớp đất trồng. Ví dụ nước thải từ mỏ chì, kẽm chảy qua thảm cỏ nến có khả năng

giảm 99% độ đục, 95% chì và 80% kẽm [42].


~ 56 ~

Kỹ thuật xử lý lọc qua thảm lau sậy được xem là giải pháp xử lý rẻ tiền, thích hợp với qui mô

nhỏ, đặc biệt có hiệu quả trong vùng có khí hậu nóng ấm. Kỹ thuật thảm lau sậy được sử dụng để

xử lý nhiều loại hình nước thải ở dạng độc lập hoặc phối hợp với các kỹ thuật khác nhằm đạt

được các mục tiêu đặt ra: nước thải sinh hoạt, nước thải bể phốt, nước thải chuồng trại, nước rác,

nước khai thác mỏ, nước thuộc da, chế biến sữa... [42, 54, 55, 56].

Kỹ thuật xử lý nước thải với thảm lau sậy cũng bắt đầu được các nước phát triển nghiên cứu

và áp dụng nhằm làm giảm giá thành xử lý [42, 52].


~ 57 ~

Xử lý nước rác.

Nước rác - nguồn nước thải hình thành từ các bãi chôn lấp rác sinh hoạt

là một loại hình nước thải có đặc thù riêng do tính ―dang dở‖ về mặt phân hủy. Bãi chôn lấp rác

là một lò ủ vi sinh yếm khí tự nhiên, tạp chất ô nhiễm trong nước rác là kết quả tác động của một

loạt các quá trình tự nhiên của vi sinh, hóa học, quang hóa, thời tiết cũng như các tác động chủ

quan của con người như tập quán sinh hoạt, khả năng phân loại rác, kỹ thuật xây dựng và vận

hành bãi rác.

Mỗi tỉnh, thành phố đều có ít nhất một bãi chôn lấp rác tập trung, nhiều thị trấn, thị tứ cũng

xây dựng các bãi chôn lấp rác qui mô nhỏ. Ô nhiễm môi trường từ các bãi rác có qui mô rộng,

thường xuyên, đối với không khí, đất đai, nước mặt và nước ngầm. Mức độ ảnh hưởng ngày

càng tăng khi kinh tế và mức độ đô thị hóa (tập trung) phát triển. Xử lý có hiệu quả nước rác là

công việc cần thiết hiện nay ở Việt Nam.

13. 1. Đặc điểm của các bãi chôn lấp rác.

Rác thải là chất rắn không còn sử dụng được vào mục đích nào đó nên được thải bỏ. Rác thải

được phân loại theo hai đối tượng chính là rác thải công nghiệp và rác thải sinh hoạt. Rác thải

công nghiệp được xem là loại rác thải có mức độ độc hại cao, thường được chôn lấp riêng hoặc

được xử lý, quản lý theo một phương thức phù hợp nào đó.

Rác thải sinh hoạt chủ yếu từ các vùng dân cư sống tập trung ở các thành phố, thị xã, thị trấn,

là các chất rắn không sử dụng được nữa cho các mục đích sinh hoạt hàng ngày.

Rác thải sinh hoạt phần lớn là các chất hữu cơ: rau, củ, quả, cỏ, lá cây, rơm rạ, thức ăn dư

thừa, lông gà, vịt, súc vật, gia cầm chết, kể cả một số phế thải dưới dạng rắn của người và gia

súc. Một lượng không nhỏ là các loại bao bì, nilông, nhựa, giấy vụn là thành phần của rác thải.

Thành phần vật chất vô cơ trong rác thải điển hình: thuỷ tinh, sành sứ, gốm, tro xỉ (than), cát

đá, vật liệu xây dựng. Tỷ trọng của loại vật liệu trên phụ thuộc vào điều kiện sinh hoạt và tình

trạng phát triển đô thị của khu vực thải rác.

Lượng rác thải tính theo đầu người phụ thuộc vào mức sống và tập quán sinh hoạt của người

dân trong vùng đó.

Mức sống cao của người dân đi kèm với lượng rác thải lớn: Tại các thành phố lớn như thành

phố Hồ Chí Minh, Hà Nội lượng rác thải bình quân đầu người là 0,7 - 0,9 kg/người/ngày. Tại các

13


~ 58 ~

thành phố nhỏ hơn: Việt Trì, Thái Nguyên, Huế, Hải Phòng lượng thải ít hơn: 0,5 - 0,7

kg/người/ngày [1].

Tập quán sinh hoạt cũng ảnh hưởng nhiều đến lượng rác thải. Điều này có thể nhận biết rõ

thông qua tập quán ăn uống của người dân: Lượng rác thải lớn khi thức ăn được chế biến chủ yếu

từ nguồn thô: rau, củ, quả tươi, tự giết mổ gia cầm (gà, vịt), thuỷ sản (tôm, cá, sò, trai, hến, cua),

lượng rác thải thấp khi sử dụng thức ăn đã qua chế biến (hoặc chế biến từng phần) như đồ hợp,

thức ăn đã sơ chế từ các cơ sở sản xuất như thức ăn làm sẵn: gà, vịt, cá, cua đã giết mổ chưa qua

nấu nướng.

Ở các nơi đời sống kinh tế chưa cao, lượng rác thải từ bao bì, giấy vụn, chai lọ, đồ hộp cũng ít

hơn do lượng ít và được thu hồi khá triệt để, sử dụng cho các mục đích khác.

Lượng rác và thành phần rác cũng thay đổi theo mùa, vào mùa cây cỏ phát triển mạnh lượng

lá cây, cỏ, hoa quả thối rữa (thu nhặt từ các khu vực công cộng) thường thấp hơn so với mùa lá

rụng, khô hạn.

Một nguyên nhân đáng kể khác ảnh hưởng đến lượng rác chôn lấp là khả năng thu gom rác

thải của các đơn vị thực hiện dịch vụ trên - Công ty môi trường đô thị (URENCO) vì lượng rác

thải thu hồi được chỉ chiếm 70 -80% lượng thải hàng ngày.

Tại Hà Nội, lượng rác thải thu gom tăng dần theo từng năm: 1200 - 1400 tấn/ngày trong giai

đoạn 2000 - 2002, và hiện nay khoảng 1500 tấn/ngày. Lượng rác thu gom chủ yếu được đem

chôn lấp tại khu liên hiệp xử lý chất thải tại Nam Sơn, Sóc Sơn, Hà Nội cách trung tâm khoảng

50 km.

Nhằm tận dụng các thành phần có ích trong rác thải và giảm thiểu tối đa khối lượng rác phải

chôn lấp, giải pháp phân loại rác ngay tại nơi nguồn thải được thực hiện nghiêm túc ở các nước

phát triển và đang được hướng dẫn thực hiện ở các nước đang phát triển.

Thành phần thải dễ thu hồi có giá trị sử dụng lại như vỏ chai, vỏ hộp, sắt thép vụn, giấy báo

cũ nhìn chung được thu hồi khá triệt để theo nhiều phương thức khác nhau. Ở các nước phát triển

cũng như ở Hà Nội, chai lọ (chai nhựa, thuỷ tinh) có thể trả lại cho nơi bán hàng, giấy báo cũ,

giấy vụn được mua lại dưới dạng đồng nát để tái chế. Mảnh vụn nylong, nhựa, một số loại bao bì

được thu nhặt tại bãi chôn lấp rác.

Lượng rác thải đem chôn cất vì vậy chủ yếu là các chất hữu cơ, các vật liệu vô cơ có kích

thước không lớn lắm và một phần các loại phế liệu không có giá trị sử dụng: xăm lốp cũ, mảnh

vụn nhựa, giấy. Thể tích chiếm chỗ trong bãi chôn lấp của thành phần rác hữu cơ chiếm trên

90%.

Tại các nước tiên tiến, rác thải tại gia đình được phân loại cẩn thận thành 4 - 5 loại: giấy báo

cũ, vỏ chai lọ, đồ vô cơ vụn, phế thải (sành, sứ, thủy tinh vỡ), rác thải hữu cơ. Khi trả tiền cho

dịch vụ thu gom rác, chủ nhà chỉ phải trả cho một số đối tượng cụ thể: tại một số vùng ở Đức,


~ 59 ~

người dân chỉ phải trả tiền cho lượng rác vô cơ vụn, họ được nhận tiền từ rác thải hữu cơ với tư

cách là người cung cấp nguyên liệu để sản xuất phân bón hữu cơ.

Ở nước ta hiện nay, xu hướng sản xuất phân hữu cơ từ rác thải đang được thực hiện: cơ sở sản

xuất phân hữu cơ tại Cầu Diễn, Hà Nội đã hoạt động được vài năm nay tuy với công suất chế

biến không lớn. Tại một số tỉnh khác như Thái Bình, Nam Định, Hải Dương, Ninh Bình cũng đã

có hoặc đang xây dựng các cơ sở sản xuất phân hữu cơ nhằm tận dụng rác thải để sản xuất thêm

các sản phẩm hữu ích và giảm lượng rác thải cần chôn cất.

Khối lượng riêng của rác sinh hoạt thấp, chiếm thể tích rất cao trong trạng thái không bị nén

ép, vì vậy các bãi chôn lấp cần diện tích khá lớn.

Rác thường được chôn lấp tại các hố có độ sâu nhất định tuỳ thuộc vào đặc điểm địa chất,

thuỷ văn của vùng đó, những vùng đất có nước ngầm (ví dụ bãi rác Kiêu Kỵ, Hà Nội, bãi rác

Nam Định) thì không thể chôn sâu.

Để ngăn chặn tình trạng ô nhiễm nguồn nước ngầm và đất đai vùng xung quanh, một bãi chôn

lấp rác hợp vệ sinh được qui định lót lớp vải chống thấm nước ở đáy. Điều này đang được thực

hiện ở nước ta tại các bãi chôn lấp mới được xây dựng. Từ các bãi chôn lấp, nước rác được tách

khỏi hố chôn lấp nhằm làm tăng thể tích chôn lấp (cùng với biện pháp đầm nén) và được xử lý

trước khi thải ra môi trường.

Sau khi hố được chôn lấp đầy, đất được phủ kín lên lớp rác, sau một thời gian ngắn, lớp đất

phủ được trồng cây xanh.

Sử dụng kỹ thuật chôn lấp rác, ngay kể cả hợp tiêu chuẩn vệ sinh cũng gây ô nhiễm môi

trường không khí, nước, đất đai.

Ô nhiễm do chất khí.

Bãi chôn lấp rác có thể xem là một bể ủ vi sinh khổng lồ trong điều kiện tự nhiên, trong đó

diễn ra nhiều quá trình chuyển hóa sinh hoá, hoá học, sinh học trong điều kiện không có hoặc rất

thiếu oxy phân tử. Đáng chú ý nhất là quá trình phân huỷ hợp chất hữu cơ tạo ra khí metan

(CH4), monoxit carbon (CO), khí carbonic (CO2), các hợp chất axit béo dễ bay hơi, phân huỷ

muối sunfat (SO42-

) thành hợp chất muối sunfua (S2-

) hoặc hydro sunfua (H2S). Các chất khí hình

thành dưới điều kiện yếm khí đều có tính khử (hoá học) cao và phần lớn đều có mùi thối, khó

chịu. Ngoài ra, một số loại khí như metan, carbonic còn có tác hại khác là gây ra hiệu ứng nhà

kính, là nguyên nhân tăng nhiệt độ của trái đất.

Ô nhiễm do nước rác.

Thành phần tạp chất trong nước thải đa dạng hơn: chất hữu cơ không tan, dạng keo có kích

thước không lớn lắm (cỡ m, 10-4

cm) như các mảnh vụn hữu cơ, vi khuẩn (đang sống hoặc đã

chết), các chất hữu cơ có phân tử lượng lớn như axit humic, fulvic, lignin với phân tử lượng từ

vài vạn đến vài triệu đơn vị (Dalton). Các chất thải hữu cơ dạng không tan hoặc có phân tử lượng


~ 60 ~

cao sẽ tiếp tục được phân huỷ (đặc biệt là xác vi sinh vật) trong môi trường nước nhận hoặc gây

đục, gây màu hạn chế sự phát triển của các loại thuỷ thực vật và thuỷ động vật sống trong nước.

Thành phần chất hữu cơ tan trong nước rác rất phong phú với các tỉ lệ nồng độ rất khác nhau:

các chất hữu cơ khá thông dụng (COD, BOD) lượng lớn với nồng độ từ vài chục tới vài chục

ngàn mg/l, đến các chất hữu cơ vi lượng (dưới g/l, phần tỉ) có tác hại rất lớn đến môi trường,

đặc biệt đối với các loài thuỷ sinh như khả năng gây đột biến gien, làm rối loạn chức năng tế bào.

Ngoài các thành phần chất hữu cơ, nước rác còn chứa một loạt các muối vô cơ có hàm lượng

lớn: clorua, bicarbonat (HCO3-), sunfat, natri, canxi, magie và một loạt các kim loại nặng chủ yếu

nằm ở dạng phức với chất hữu cơ có nồng độ thường là thấp.

Ô nhiễm do chất rắn.

Rác thải chứa khá nhiều các thành phần khó phân huỷ: nylon, nhựa, cao su, chất lỏng khó

phân huỷ, dầu mỡ khoáng (dầu biến thế, diesel). Khi được chôn cất lẫn với rác hữu cơ, các thành

phần trên khó phân huỷ bởi vi sinh vật do tính trơ của chúng, thời gian phân huỷ của chúng có

thể kéo dài tới 40 - 50 năm.

Các thành phần gây ô nhiễm đối với môi trường đã nêu trên mang tính chất phổ quát. Hàm

lượng, tỷ lệ và tổng lượng ô nhiễm từ một bãi rác phụ thuộc vào các yếu tố chính sau:

- Đặc trưng của rác được chôn lấp.

- Phân loại rác.

- Qui mô của bãi chôn lấp.

- Kỹ thuật chôn lấp, quản lý và vận hành bãi rác.

- Công nghệ và trình độ kiểm soát ô nhiễm phát sinh từ bãi rác.

Sự hình thành nước rác.

Nước rác hình thành từ năm nguồn chính sau: [2]

- Nước mặt chảy tràn.

- Thấm từ nguồn nước ngầm.

- Thấm từ nước mưa.

- Độ ẩm trong rác.

- Nước hình thành từ các phản ứng trong đống rác.

Trong đó bốn nguồn đầu là chính, nguồn sau nhỏ hoàn toàn có thể bỏ qua.

Lượng nước rác hình thành tại một khu vực trước hết phụ thuộc vào diện tích bãi chôn lấp:

tiết diện để nước mưa thấm xuống hoặc các dòng chảy bề mặt (do mưa) chảy tràn qua. Lượng

nước bốc hơi cũng tỉ lệ thuận với diện tích bãi chôn lấp nhưng do lớp đất phủ bề mặt và chiều

sâu khá cao nên tốc độ bay hơi chậm.


~ 61 ~

Lượng nước rác hình thành chủ yếu từ nước mưa (thấm và chảy tràn) chiếm trên 70% và từ độ

ẩm của rác chiếm dưới 30% [2]. Từ các số liệu trên cho thấy có thể giảm thiểu đáng kể lượng

nước rác sinh ra khi thiết kế đúng và vận hành bãi chôn lấp rác một cách hợp lý [1, 3].

Nước mưa là nguồn chính hình thành nước rác, tại một vùng nhất định lượng mưa thay đổi

theo mùa. Với lượng mưa trung bình của Hà Nội là 1600 mm/năm, 70 - 80% lượng mưa tập

trung vào bốn tháng giữa năm (6, 7, 8, 9) phần còn lại phân bổ vào các tháng khác trong năm. Vì

vậy sự dao động lượng nước rác theo mùa là rất lớn.

Bãi rác Nam Sơn, Sóc Sơn, Hà Nội có diện tích tổng cộng 83 ha. Rác được chôn cất lần lượt

vào các hố rác có diện tích khoảng 3 - 5 ha. Thông thường mỗi hố sẽ được phủ một lớp đất lên bề

mặt sau khi đã lấp đầy. Nước của một trận mưa rải đều trên diện tích của một hố chôn lấp đang

sử dụng cộng thêm với lượng mưa tràn qua và thấm từ các bãi đã lấp (vẫn còn tích trữ ở trong)

cùng với các diện tích phụ trợ khác chảy và các hồ thu gom (ở Nam Sơn có ba hồ thu gom với

tổng diện tích là 3 ha) chính là lượng nước rác sau một cơn mưa.

Ví dụ một trận mưa với lượng mưa 100 mm, một bãi chôn lấp đang hoạt động có diện tích 3

ha cùng với khoảng 3,5 ha phụ trợ khác thì lượng nước rác hình thành từ trận mưa đó là 5 - 6

ngàn m3.

Lưu lượng nước rác biến động theo mùa: nhiều về mùa mưa, ít về mùa khô, mức độ chênh

lệch giữa các mùa có thể lệch nhau tới trên 300%. Tại bãi rác Nam Sơn, Hà Nội, lưu lượng trung

bình về mùa khô là 300 - 400 m3/ngày, về mùa mưa 1000 - 1400 m

3/ngày (thời điểm 2003 -

2005). Qua ba năm theo dõi về lưu lượng tại bãi rác Nam Sơn cho thấy, lưu lượng trung bình

hàng năm vào khoảng 200 - 250 ngàn m3.

Lưu lượng nước rác tại thành phố Hồ Chí Minh vào khoảng 1 - 1,2 triệu m3/năm. Các thành

phố khác như Hải Phòng, Đà Nẵng, Quảng Ninh có lưu lượng nước rác thải bằng 20 - 30% của

Hà Nội.

13. 2. Đặc trưng ô nhiễm của nước rác.

Thành phần hoá học trong nước thải thấm ra từ bãi rác sinh hoạt (chủ yếu là rác hữu cơ) phụ

thuộc vào mức độ phân huỷ của rác: điều kiện thời tiết, độ ẩm và tuổi của bãi rác.

Bãi chôn rác là lò ủ vi sinh yếm khí, trong đó một tập đoàn vi sinh vật hoạt động phân huỷ

một phần chất hữu cơ trong chất rắn. Tốc độ phân huỷ chất hữu cơ của chúng trước hết phụ

thuộc vào nhiệt độ và độ ẩm của bãi chôn rác [4].

Quá trình phân huỷ chất hữu cơ của vi sinh yếm khí gồm có ba giai đoạn nối tiếp nhau. Thuỷ

phân (bẻ gãy) các phân tử hữu cơ lớn như polyme, lipit, protein, hydrat carbon thành các phân tử

nhỏ như monosacharid, axit amin, chúng là những nguyên liệu thích hợp cho quá trình tổng hợp


~ 62 ~

tế bào và trao đổi chất của loại vi sinh tạo axit thuộc nhóm acidogens ở giai đoạn thứ hai. Giai

đoạn thứ hai là giai đoạn chuyển hoá các sản phẩm đã thuỷ phân thành axit (loại vi sinh

acidogens như Clotridium spp, Peptococus anaerobus, Difidobacterium spp, Desulphovibrio

spp...). Sản phẩm chính được tạo ra là axit axetic và một loạt axit khác như crotonic, adipic,

pyruvic, phthalic, fumaric, lactic, succinic, mallonic, gallic, aconitic, oxaclic và khí hydro.

Giai đoạn tạo khí metan và carbon dioxit được thực hiện bởi nhóm vi sinh methanogens (tạo

ra metan). Loại vi sinh đáng quan tâm nhất là loại sử dụng axit axetic và hydro, chúng có tốc độ

phát triển chậm vì vậy giai đoạn hình thành khí metan là bước chậm nhất. Ngoài axit axetic, loại

vi sinh tạo metan chỉ có khả năng sử dụng một số loại hạn chế các cơ chất khác như format,

acetat methanol, methylamin. Chủng vi sinh tạo metan và axit có chung lợi ích (syntrophic) và

tồn tại, nương tựa nhau trong thế cân bằng động. Để duy trì trạng thái ―động‖ tối ưu cần có các

điều kiện thích hợp về pH, nhiệt độ, độ kiềm, hàm lượng axit dễ bay hơi, thành phần dinh dưỡng.

Trạng thái động tối ưu giúp cho khả năng phân huỷ chất hữu cơ có hiệu quả cao.

Thành phần hoá học của nước rác trước hết phụ thuộc vào mức độ phân huỷ của rác (nhiệt độ,

độ ẩm, tuổi, điều kiện môi trường), chúng khác nhau rất rõ rệt đối với từng bãi cụ thể. Nước thải

từ các bãi rác với mức độ phân huỷ thấp (mới, mùa khô, lạnh) đang trong giai đoạn axit hoá thì

80-90% chất hữu cơ trong đó là các axit hữu cơ dễ bay hơi có khả năng sinh huỷ cao. Ngược lại

nước thải từ bãi rác có độ phân huỷ sâu (giai đoạn tạo khí metan đang và sắp kết thúc) thì các

chất hữu cơ trong đó chủ yếu là các chất trơ, khó sinh huỷ như axit humic, fulvic, tannin, lignin

và amoni với hàm lượng rất cao [5, 6].

Rác thải hữu cơ có thành phần hoá học đặc trưng như sau: 25,2% nước, 25,5% carbon, 3,4%

hydro, 20,3% oxy, 0,5% nitơ, 0,2% lưu huỳnh, 0,5% clorua và 24,4% chất vô cơ khác (tính theo

khối lượng) [7]. Theo tỉ lệ trên, tỉ lệ giữa C/N trong rác thải là 50 : 1, tuy vậy tỉ lệ này trong nước

thải rác là nhỏ hơn do nhiều hợp chất giàu carbon không phân huỷ được trong điều kiện yếm khí,

ví dụ các dạng polyme của gỗ như lignin, chúng có thể chiếm tới 6,8% của khối lượng rác. Giá

trị C/N vì vậy nằm trong khoảng 22 : 1 đến 33,5 : 1.

Thành phần hữu cơ chứa nitơ trong rác chủ yếu là protein và một lượng nhỏ hơn các hợp chất

axit nucleic, chitin, ure, phospholipit, các sản phẩm phân huỷ từ thức ăn, xác động vật.

Trong quá trình phân huỷ yếm khí, protein và các hợp chất chứa nitơ bị thuỷ phân bởi enzym

do vi sinh yếm khí và một phần hiếu khí tạo ra axit amin, tiếp tục thành amoni và carbon dioxit

cùng với axit dễ bay hơi. Một lượng không lớn axit amin, amoni được vi sinh vật sử dụng để cấu

tạo tế bào, lượng còn dư lại tồn tại trong nước rác. Sau một chu kỳ hoạt động, các vi sinh yếm

khí chết và bị phân huỷ như xác động vật.


~ 63 ~

Theo Robinson và Gronow [8] thì nồng độ amoni trong nước rác nằm trong khoảng 194 -

3610 mg/l khi rác phân huỷ trong giai đoạn axit hoá và 283 - 2040 mg/l trong giai đoạn metan

hoá.

Nước rác được tách ra khỏi bãi chôn, thường được gom về các hồ chứa trước khi được xử lý

và thải ra môi trường. Sự biến động về nồng độ chất hữu cơ (BOD, COD) và hợp chất nitơ trong

nước thải dưới sự tương tác của vi sinh vật, điều kiện vật lý (gió, mưa, khô, hanh, nóng, lạnh) và

thực vật là đối tượng đáng quan tâm khi đánh giá đặc trưng của nước rác.

Sự biến động nồng độ chất hữu cơ

Nồng độ chất hữu cơ được đặc trưng bởi các chỉ số như BOD, COD, tổng carbon hữu cơ

(TOC) hoặc các chỉ số khác nhưng thông dụng hơn cả là BOD và COD.

Tỉ lệ COD và BOD phụ thuộc vào mức độ phân huỷ của rác và nước rác, độ phân huỷ càng

cao thì tỉ lệ này càng lớn.

Nồng độ chất hữu cơ trong nước rác trước hết phụ thuộc vào lượng nước pha loãng trong

đống rác . Mùa mưa nước thấm nhiều, nồng độ thấp và ngược lại về mùa khô, chúng khác nhau

tới cả chục lần [4].

Khi được chứa trong hồ, phụ thuộc vào điều kiện nồng độ oxy trong nước (thế oxy hoá khử)

sẽ xảy ra các diễn biến sau:

Trong các hồ yếm khí (mặt thoáng nhỏ, lớp nước sâu) lượng oxy hoà tan thấp, giá trị thế oxy

hoá khử thấp (<- 300mV) thì chỉ có loại vi sinh yếm khí hoạt động. Sự thay đổi nồng độ chất hữu

cơ trong nước là do hoạt động của vi sinh yếm khí như trong đống rác nhưng thuận lợi hơn do

khả năng tiếp xúc giữa vi sinh vật với chất gây ô nhiễm tốt hơn nhiều so với trong đống rác.

Nguồn chất hữu cơ giảm đi do tạo thành sinh khối (10%) và do trao đổi chất (tạo năng lượng)

(90%). Nếu sinh khối không được tách ra thì chúng sẽ chết, lắng xuống đáy hồ và tiếp tục phân

huỷ tạo ra nguồn chất hữu cơ mới. Tỉ lệ BOD/ COD của nước thải (và nồng độ axit dễ bay hơi)

rất thấp. Hàm lượng chất hữu cơ dư chủ yếu là loại trơ, khó phân huỷ. Tác động của các điều

kiện vật lý lên biến động nồng độ chất hữu cơ không nhiều ngoại trừ hiệu ứng pha loãng (mưa)

và cô đặc (bốc hơi).

Trong các hồ tuỳ nghi, nơi đồng thời tồn tại cả dạng vi sinh hiếu khí, yếm khí cùng hoạt động

và tảo có điều kiện phát triển thì sự tương tác giữa chúng có ảnh hưởng rất lớn tới sự biến động

nồng độ chất hữu cơ. Ở lớp nước sâu vi sinh vật yếm khí hoạt động giống như trong các hồ yếm

khí. Ở lớp nước tầng trên sẽ diễn ra tương tác giữa các vi sinh hiếu khí và tảo.

Tảo là loại thực vật đơn hoặc đa bào, có kích thước từ vài chục tới một trăm m với bốn

nhóm tảo chính là tảo lục, tảo mắt, tảo vàng và tảo lam. Tảo là loại thực vật tự dưỡng (dùng

nguồn carbon vô cơ) và năng lượng quang hoá. Chúng phát triển theo mùa và có thể đạt tới

200mg/l về mật độ.


~ 64 ~

Khả năng phát triển của tảo phụ thuộc vào nguồn dinh dưỡng (N, P), cơ chất (carbon vô cơ,

CO2, HCO3-) ánh sáng và nhiệt độ. Trong quá trình quang hợp chúng nhả ra oxy và OH

- (làm

tăng pH ), khi hô hấp chúng lại nhả ra khí CO2. Nguồn ánh sáng là năng lượng mà chúng hấp thu

trước hết phụ thuộc vào độ trong của nước. Vi sinh hiếu khí tương tác cộng sinh với tảo: sản

phẩm thải của quá trình vi sinh hiếu khí (CO2) là nguyên liệu để tảo phát triển, khí oxy sinh ra do

quá trình quang hợp là điều kiện cần thiết để vi sinh hoạt động. Do hiệu suất tạo sinh khối của vi

sinh hiếu khí cao (1kg BOD tạo ra khoảng 0,4kg sinh khối, phần còn lại chuyển hoá thành CO2

và nước) nên sự suy giảm COD càng về sau càng chậm do sự phân huỷ tiếp theo của vi sinh hiếu

khí và tảo trong điều kiện yếm khí ở tầng đáy.

Trong hồ hiếu khí, hoạt động của tảo và vi sinh hiếu khí xảy ra mạnh hơn so với hồ tuỳ nghi,

nồng độ oxy hoà tan rất lớn, thường là trên mức bão hoà và pH cao. Chất hữu cơ dư trong đó chủ

yếu là loại trơ, khó sinh huỷ (BOD thấp )

Sự biến động nồng độ của hợp chất nitơ.

Hợp chất nitơ trong các hồ chứa gồm: chất hữu cơ chứa nitơ, amoni, nitrit, nitrat, hợp chất

trong cấu trúc tế bào của vi sinh và tảo.

Trong hồ yếm khí, hợp chất nitơ tồn tại chủ yếu ở dạng amoni, một phần nằm trong tế bào của

vi sinh yếm khí. Do không tách được sinh khối ra khỏi nước nên khi phân huỷ, amoni được ―trả

lại‖ hầu như trọn vẹn vào môi trường nước.

Trong hồ tuỳ nghi mặc dù với sự có mặt thêm của vi sinh hiếu khí và tảo, sự diễn biến về

nồng độ hợp chất nitơ cũng có hình ảnh tương tự nhưng với tốc độ giảm amoni nhanh hơn trong

giai đoạn đầu và tăng nhanh trong giai đoạn phân huỷ. Trong hồ hiếu khí quá trình chuyển hoá

các hợp chất nitơ phức tạp hơn do vi sinh dị dưỡng (oxy hoá chất hữu cơ) trong điều kiện có oxy

do tảo nhả ra, do hoạt động của loại vi sinh tự dưỡng (oxy hoá amoni thành nitrit và nitrat) và

khử nitrat do loại vi sinh dị dưỡng trong điều kiện thiếu khí.

Trên lớp nước bề mặt, nơi hoạt động của tảo và do oxy thấm từ không khí vi sinh vật tự

dưỡng có điều kiện phát triển rất tốt do mật độ vi sinh dị dưỡng khi này thấp (BOD thấp). Suy

giảm nồng độ amoni là do vi sinh và tảo hấp thu. Nitrit và nitrat hình thành ở tầng trên khuyếch

tán sâu xuống dưới đáy được vi sinh dị dưỡng khử thành khí nitơ với sự có mặt của chất hữu cơ

phân huỷ từ xác vi sinh và tảo ở đáy. Ở tầng đáy, nồng độ oxy không lớn do thiếu sự hoạt động

của tảo và do sự phân huỷ tảo và vi sinh. Sự suy giảm nồng độ hợp chất nitơ trong hồ hiếu khí là

do quá trình nitrat và khử nitrat của các tập đoàn vi sinh vật.

Do các đặc điểm trình bày trên, khi đánh giá về đặc trưng ô nhiễm của nước rác, cần chú ý tới

tính biến động của nó về mặt thời gian, không gian và sự chuyển hóa của các tạp chất xảy ra

trong quá trình ủ rác cũng như tại các hồ thu gom nước rác.


~ 65 ~

Nghiên cứu đặc trưng ô nhiễm của các bãi rác Nam Sơn (Hà Nội), Quảng Ninh, Nam Định và

Tràng Cát (Hải Phòng ) trong thời gian 7 - 2003 đến tháng 12 - 2004 [9] cho thấy một số nét

chính sau:

Đặc trưng pH.

Giá trị pH nằm trong khoảng 7,0 - 9,5, giá trị thường gặp nằm trong vùng 7,6 - 8,6, thiên về

tính kiềm. Nước rác tuổi cao có giá trị pH lớn, về mùa khô giá trị pH cao hơn so với mùa mưa.

pH cao của nước rác là do các nguyên nhân: độ kiềm cao, quá trình phân hủy yếm khí sâu và do

hoạt động của tảo ở các hồ trữ nước rác.

Đặc trưng của độ kiềm.

Độ kiềm của nước rác gây ra chủ yếu bởi muối bicarbonat (pH < 8,2), một phần do CO32-

và

OH- và khi pH > 8,2. Kết quả đánh giá độ kiềm của các bãi rác trong thời gian dài cho thấy: sự

khác nhau rõ rệt giữa các bãi rác: cao nhất là tại bãi rác Nam Sơn, giá trị dao động từ 1250 đến

3400 mg CaCO3/l, tiếp theo là bãi rác Tràng Cát (890 - 2580), tại bãi rác Nam Định (750 - 1540).

Nước rác tại Quảng Ninh có độ kiềm thấp nhất, thường nằm trong khoảng 400 - 700, các giá trị

cao hơn 1000 rất ít gặp.

Sự biến động của độ kiềm theo vị trí không gian không theo qui luật nhất định khi so sánh

giữa các bãi rác với nhau, do sự hoạt động của vi sinh vật ở mức độ khác nhau cùng với quá trình

kết tủa hóa học xảy ra tạo thành CaCO3. Độ kiềm có xu hướng giảm về mùa khô, đặc biệt là ở

những hồ chứa nước rác có bề mặt thoáng cao, rất có thể do quá trình thoát khí CO2 từ nước thải.

Cặn không tan.

Nhìn chung lượng cặn không tan trong nước rác không lớn, thường nằm trong khoảng 100 -

200 mg/l. Thành phần cặn không tan chủ yếu là chất hữu cơ: xác vi sinh vật và tảo. Tuy hàm

lượng cặn không cao (khối lượng riêng của chất hữu cơ thấp) nhưng nó gây độ đục lớn vì chúng

thường có màu sẫm. Khi không được xử lý mà thải ra môi trường, các loại cặn không tan này có

khả năng che chắn ánh sáng cao, gây bất lợi cho quá trình quang hợp của thủy thực vật.

Do nhẹ nên khả năng tự lắng của chúng kém và do bản chất là các hệ keo ưa nước nên khả

năng keo tụ với các chất điện ly không tốt, điều đó đòi hỏi khi keo tụ chúng cần phối hợp nhiều

loại chất keo tụ và trợ keo tụ khác nhau và thường là với liều lượng cao hơn nhiều so với hệ keo

vô cơ kỵ nước (nước sông).

Axit hữu cơ dễ bay hơi (VFA).

Axit hữu cơ dễ bay hơi là sản phẩm trung gian của quá trình phân hủy yếm khí. Chúng là các

axit béo có phân tử lượng thấp (C1 - C6) nên dễ bay hơi. Axit hữu cơ dễ bay hơi hình thành trong

quá trình axit hóa, do loại vi sinh vật yếm khí acidogens, từ các sản phẩm của giai đoạn thủy

phân trước đó. Giai đoạn tiếp theo là sự hình thành khí metan từ các loại axit trên với khí hydro.


~ 66 ~

Axit hữu cơ dễ bay hơi vì vậy có thể coi là thành phần COD dễ sinh hủy, gần giống với giá trị

BOD. Xác định BOD rất tốn kém thời gian và kết quả thường ít ổn định do phụ thuộc vào nhiều

yếu tố, đặc biệt đối với nước rác là loại đã bị phân hủy ―dở dang‖. Giá trị VFA được tính quy về

axit axetic, 1 đơn vị VFA gần tương đương 1 đơn vị COD. (1 g VFA = 1,06 g COD). Trong

những nghiên cứu gần đây, hội nghiên cứu về nước quốc tế IWA khuyến cáo không nên sử dụng

đặc trưng BOD mà nên sử dụng đặc trưng COD, trong đó phân ra loại COD dễ và khó (không)

sinh hủy [10]. Nhìn chung, giá trị VFA trong nước rác, từ các bãi khác nhau khá thấp, giá trị hay

gặp nhất là 30 - 70 mg/l. Mức độ dao động về giá trị VFA rất lớn, mức dao động khác nhau ở

từng bãi rác, từng vị trí trong bãi rác và theo thời gian. Tại bãi rác Nam Sơn, giá trị VFA cao

nhất tới 2700 mg/l và rất nhiều giá trị thấp hơn 10 mg/l. Tại bãi rác Hải Phòng, giá trị VFA dao

động trong khoảng hẹp hơn, có thể tới 600 mg/l, thấp nhất có thể tới 20 mg/l. Mức độ dao động

cao về giá trị VFA tại bãi rác Quảng Ninh và Nam Định cũng tương tự, chúng phụ thuộc vào tuổi

của bãi rác (tuổi của bãi rác không rõ ràng do phương thức chôn lấp, trong một hố chôn lấp có

đồng thời rác cũ và mới) và vị trí, thời điểm lấy mẫu.

Nhu cầu oxy hóa học, độ oxy hóa.

Nhu cầu oxy hóa học là đại lượng thể hiện nồng độ chất hữu cơ có thể oxy hóa được trong

điều kiện phản ứng cụ thể. Giá trị COD thông dụng nhận được từ quá trình oxy hóa chất hữu cơ

với dicromat (môi trường axit đặc, có xúc tác, 150oC, 2 giờ) có thể coi là tổng lượng hữu cơ. Nếu

sử dụng chất oxy hóa là kali permanganat - loại chất oxy hóa kém mạnh hơn và điều kiện phản

ứng ít khắc nghiệt hơn (100oC, 10 phút) thì giá trị nhận được sẽ thấp hơn, đặc trưng cho thành

phần chất hữu cơ dễ phân hủy hơn. Giá trị nhận được từ phương pháp oxy hóa với permanganat

gọi là độ oxy hóa hay COD (Mn); giá trị này luôn nhỏ hơn COD. Môi trường phản ứng với kali

permanganat có thể là kiềm hay axit, tuy giai đoạn đầu của phản ứng khác nhau (khử Mn7+

xuống Mn2+

trong môi trường axit và xuống Mn4+

trong môi trường kiềm) nhưng bước khử tiếp

theo với axit oxalic thì Mn4+

sẽ được tiếp tục chuyển hóa về Mn2+

. Về nguyên tắc, kết quả xác

định độ oxy hóa trong môi trường kiềm và axit là giống nhau nếu không có các yếu tố gây nhiễu

[11]. Tuy nhiên, trong nước rác hàm lượng muối clorua khá cao (325 - 4100 mg/l), khi tiến hành

oxy hóa với permanganat trong môi trường axit sẽ xảy ra quá trình oxy hóa Cl- thành Cl

+, giá trị

thu được sẽ không phản ánh đúng mà cao hơn giá trị thực. Oxy hóa trong môi trường kiềm sẽ

loại bỏ được yếu tố gây nhiễu trên [12]. Sự có mặt của clorua trong nước rác không chỉ ảnh

hưởng đến xác định độ oxy hóa mà ảnh hưởng cả đến xác định COD, chúng gây sai số dương đối

với kết quả thí nghiệm.

Đối với tập hợp số liệu hữu cơ trong nước rác thì COD > độ oxy hóa (axit) > độ oxy hóa

(kiềm) > VFA.


~ 67 ~

Khác rất xa so với số liệu từ nước ngoài (châu Âu, bắc Mỹ) và số liệu (tản mạn) từ thành phố

Hồ Chí Minh, hàm lượng chất hữu cơ trong nước rác tại các nơi đã đánh giá có giá trị thấp hơn

nhiều.

Nồng độ chất hữu cơ trong nước rác tại bãi rác Hà Nội, Nam Định có giá trị không cao, COD

nằm trong khoảng 250 - 5060 mg/l, khoảng thường gặp là 500 - 1000 mg/l. Giá trị COD giảm

khi càng cách xa nguồn, có xu hướng tăng về mùa khô. Giá trị COD tại các bãi rác Quảng Ninh,

Hải Phòng cao hơn so với hai bãi rác kia, giá trị hay gặp nằm trong khoảng 1000 - 2000 mg/l.

Độ oxy hóa trong cả môi trường axit và kiềm cũng diễn biến tương tự như đặc trưng COD tại

các bãi rác khác nhau, chúng tỉ lệ với COD của từng mẫu khảo sát cũng như với giá trị VFA. Độ

oxy hóa trong môi trường axit nằm trong khoảng rộng, từ 14 đến 1820 mg/l, giá trị gặp với xác

suất cao nằm trong khoảng 200 - 600 mg/l. Độ oxy hóa trong môi trường kiềm thấp hơn so với

trong axit từ vài chục đến 150 mg/l. Tuy nhiên, có thể nhận thấy, COD, độ oxy hóa hay VFA xác

định được không hẳn chỉ từ nguồn nước rác mà còn do sự phân hủy của tảo chết hoặc xác vi sinh

vật chết lắng xuống đáy ao hồ chứa, các hồ chứa không được thải bùn thường xuyên. Nhìn

chung, mức độ ô nhiễm chất hữu cơ (COD, VFA, độ oxy hóa) trong nước rác không cao, tại các

bãi rác có hệ thống thu gom nước hợp lý (Nam Định, Hà Nội) hàm lượng các hợp chất hữu cơ

chỉ cao hơn chút ít so với COD trong nước thải sinh hoạt của nước ngoài. Nguyên nhân là do quá

trình phân hủy yếm khí tự nhiên đã đạt được hiệu quả cao, tức là đã đạt tới mức phân hủy sâu.

Một phần chất hữu cơ trong nước rác có tính trơ rất cao, là các hợp chất hữu cơ có phân tử lớn

như axit humic, fulvic, lignin. Các chất này không có khả năng sinh hủy với hàm lượng 250 -

400 mg/l, đó chính là lượng chất hữu cơ dư sau quá trình xử lý sinh học triệt để.

Hợp chất nitơ.

Trong nước rác, hợp chất nitơ có thể tồn tại ở các dạng khác nhau, là thành phần trong hợp

chất hữu cơ (protein, axit amin), dạng amoniac/amoni, nitrit, nitrat. Ngoài các dạng chính nêu

trên, một số dạng khác có thể tồn tại trong nước rác như NO, N2O, N2 (tan), trong một chất

không tan như tảo, vi sinh vật, các dạng keo hữu cơ khác.

Do phương pháp xác định thành phần hợp chất nitơ trong nước thải là tách các thành phần tan

và không tan trước khi phân tích, nên thành phần tan trong nước rác có thể xác định được là hợp

chất hữu cơ chứa nitơ và amoniac được gộp chung lại là tổng nitơ Kjeldahl, nitrat và nitrit được

gọi chung là hợp chất nitơ dạng oxy hóa. Tổng nitơ Kjeldhl là tổng của hai thành phần chuyển

hóa theo chiều: thủy phân hợp chất hữu cơ chứa nitơ thành amoniac do quá trình thủy phân hóa

học hoặc sinh học, chuyển hóa amoni thành hợp chất hữu cơ được thực hiện chủ yếu bằng

phương pháp tổng hợp sinh hóa. Nước rác phân hủy càng sâu thì tỉ lệ amoniac/nitơ Kjeldahl càng

cao. Trước khi áp dụng công nghệ xử lý thì hàm lượng nitrat, nitrit trong nước rác thấp.


~ 68 ~

Chu trình biến đổi của các hợp chất nitơ trong nước rác gồm: thủy phân các phân tử hữu cơ

lớn (protein) thành các axit amin và tiếp tục thành amoni. Một phần amoni hình thành từ thủy

phân được vi sinh vật và thủy thực vật (tảo) sử dụng để tổng hợp tế bào. Trong các ao hồ chứa

nước thải có đủ điều kiện thì xảy ra quá trình oxy hóa amoni thành nitrit, nitrat và khử nitrat,

nitrit về khí nitơ (khử với chất hữu cơ hoặc với amoni, tức là quá trình khử ANAMOX). Trong

quá trình phân hủy xác vi sinh vật hoặc tảo chết tại đáy hồ, quá trình tiếp diễn cũng như trên.

Khác với chu trình carbon, một phần lớn chất hữu cơ được tách loại ra khỏi môi trường nước

thải trong chôn lấp và thu gom nước, hợp chất nitơ trong nước rác ít có điều kiện để ―thoát ra‖

khỏi môi trường nước rác do sự hình thành khí N2 trong chu trình không thuận lợi.

Hàm lượng amoniac cũng như tổng nitơ kjeldahl trong nước rác ở các bãi rác khác nhau đều

có chung đặc điểm là khoảng dao động rất lớn: từ 20 - 1900 mg/l tại bãi rác Hải Phòng, từ 12 -

598 mg/l tại bãi rác Nam Định, từ 31 - 852 mg/l tại bãi rác Nam Sơn, Hà Nội và từ 55 - 1094

mg/l tại bãi rác Quảng Ninh. So với tổng nitơ kjeldahl, hàm lượng amoniac chiếm 60 - 80%.

Sự biến đổi nồng độ amoniac trong nước rác phụ thuộc vào các điều kiện: mức độ pha loãng

do mưa, mức độ phân hủy (tuổi của nước rác, điều kiện phân hủy) càng cao thì hàm lượng

amoniac càng lớn và tỉ lệ giữa amoniac và nitơ kjeldahl càng cao.

Nồng độ nitrit, nitrat trong nước rác thấp (< 0,1 mg/l) do quá trình oxy hóa không có điều

kiện thuận lợi để xảy ra.

Hợp chất photpho.

Photpho tổng trong nước rác bao gồm các thành phần: photphat đơn (ortho), photphat trùng

ngưng và photpho nằm trong hợp chất hữu cơ. Hợp chất photpho trong thành phần rác sau khi

thủy phân tạo ra photphat trùng ngưng và photphat đơn. Photphat đơn hình thành được vi sinh

yếm khí sử dụng một phần để tổng hợp tế bào, một phần tạo ra chất hóa học có khả năng kết tủa

như canxi photphat.

Hàm lượng photphat trong nước rác không cao, ngang với mức độ của nước thải sinh hoạt.

Nồng độ photphat tính theo P của các mẫu khảo sát nằm trong khoảng 0,5 - 31,6 mg/l, số liệu

nằm ở mức dưới tiêu chuẩn cho phép thải (TCVN 5945 - 1995, B).

Thành phần vô cơ.

Trong quá trình ủ rác hình thành một loạt các thành phần vô cơ cũng như chiết tách một số

các chất vô cơ bám dính trên rác thải. Các chất vô cơ có ảnh hưởng đáng kể đến công nghệ xử lý

nước rác gồm: Ca, Mg, Cl-, SO4

2-, HCO3

-.

Canxi, magie là sản phẩm khoáng hóa các hợp chất hữu cơ, nó là thành phần hóa học của các

chất trong rác thải. Một phần canxi có nguồn gốc từ vôi được sử dụng trong khâu thao tác và vận

hành bãi rác. Khác với một số dự đoán, hàm lượng canxi trong nước rác không cao, nằm trong

khoảng 32 - 232 mg/l, giá trị thường gặp 30 - 80 mg/l. Nồng độ canxi trong nước rác thấp có thể


~ 69 ~

từ nguyên nhân: kết tủa với photphat hoặc với bicarbonat tại pH cao. Hàm lượng canxi trong

nước rác có xu hướng giảm về mùa khô có lẽ do pH tăng vào thời điểm đó.

Nồng độ magie trong nước rác khá cao, nằm trong khoảng 10 - 209 mg/l, giá trị thường gặp là

90 - 160 mg/l. Tỉ lệ Mg/Ca trong nước rác cao hơn hẳn so với các nguồn nước tự nhiên (nước

ngầm, nước mặt), gần hơn với đặc trưng của nước mặn.

Hàm lượng clorua trong nước rác, yếu tố có ảnh hưởng đến quá trình phân tích một số chỉ tiêu

và công nghệ xử lý (vi sinh) cũng khá lớn, nằm trong khoảng 150 - 4100 mg/l, số liệu thường

gặp nằm trong vùng 800 - 1600 mg/l. Nguồn gốc của Cl- là từ các thành phần tạp chất trong rác,

một phần nhỏ là thành phần hóa học của rác.

Sunfat có nguồn gốc từ quá trình phân hủy rác, tan từ một số hợp chất vô cơ, có nồng độ nằm

trong khoảng 12 - 1850 mg/l, số liệu thường gặp 300 - 800 mg/l. Trong quá trình xử lý yếm khí

nước rác, sunfat có thể chuyển hóa thành khí H2S, tác nhân gây độc đối với vi sinh vật.

Các thành phần vô cơ tan tạo ra tổng chất tan (chủ yếu) của nước rác, quyết định độ dẫn điện

và ―độ muối‖ của nước rác. Hàm lượng chất tan trong nước rác nằm trong khoảng 6000 - 12000

mg/l, nếu so sánh thì độ đậm đặc của nó ngang với nước lợ loại trung bình. Nước có độ muối cao

có áp suất thẩm thấu cao, không phù hợp cho mục đích tưới tiêu do áp suất thẩm thấu trong thực

vật thấp hơn so với nước thải. Hầu hết các loại thực vật (bèo tây, bèo tấm bèo hoa dâu, rêu,

dong) đều không thể sống trong môi trường nước rác. Khi tồn tại trong đó, nước từ thực vật bị

―hút‖ ra khỏi tế bào thực vật làm cho thực vật khô héo, chết.

Một vài loại tảo có thể tồn tại trong môi trường nước rác do áp suất thẩm thấu của chúng cao

hơn so với nước rác.

Từ các số liệu thu được khi đánh giá ô nhiễm nước rác tại một vài nơi ở miền bắc cho thấy:

- Trong điều kiện nóng ấm và với cách thức chôn lấp rác hiện nay, nước rác hình thành đã ở giai

đoạn phân hủy khá sâu. Mức độ phân hủy sâu được thể hiện ở nồng độ chất hữu cơ (COD)

không cao, nồng độ VFA thấp. Trong thành phần chất hữu cơ, phần không có khả năng sinh

hủy chiếm 250 - 400 mg/l.

- Mức độ dao động hàm lượng chất hữu cơ từ các bãi rác không quá cao nhưng rất mạnh trong

từng bãi rác, sự dao động phụ thuộc vào vị trí, thời gian và pha loãng do nước mưa. Mức độ

dao động có thể tới 10 - 15 lần.

- Trong nước rác, quá trình oxy hóa amoni thành nitrit và nitrat hầu như không hoặc rất ít xảy ra.

Thành phần nitơ trong nước rác chủ yếu là amoni và nitơ trong hợp chất hữu cơ. Amoni hình

thành qua giai đoạn thủy phân các hợp chất hữu cơ. Quá trình thủy phân xảy ra càng sâu thì tỉ

lệ giữa amoni/nitơ Kjeldahl càng sát giá trị 1.


~ 70 ~

- So sánh với nước thải sinh hoạt, có nồng độ amoni trung bình là 22 mg/l [13] thì trị số của nó

trong nước rác cao hơn 10 - 20 lần. Tỉ lệ giữa COD/tổng nitơ trong nước rác rất thấp, vì vậy

để đáp ứng được tiêu chuẩn thải cần phải áp dụng công nghệ xử lý bậc ba.

- Hàm lượng photpho trong nước thải thấp, không đủ tự đáp ứng cho xử lý vi sinh.

- Các thành phần tạp chất vô cơ tan trong nước rác có thể tác động tiêu cực hay tích cực đến từng

quá trình công nghệ trong hệ xử lý nhưng chắc chắn là môi trường không thuận lợi cho thực

vật phát triển.

- Hàm lương cặn không tan trong nước rác thấp, chủ yếu là các chất hữu cơ kỵ nước, chúng có

tốc độ lắng thấp.

Những đặc trưng nêu trên là yếu tố rất quan trọng khi thiết kế hệ thống xử lý nước rác [14].

13. 3. Nghiên cứu qui trình công nghệ xử lý nước rác.

Một hệ thống xử lý nước rác nói riêng và nước thải nói chung bao gồm nhiều quá trình được

thực hiện trong các đơn vị công nghệ. Trong một đơn vị công nghệ có thể xảy ra đồng thời nhiều

quá trình (ví dụ keo tụ, kết tủa, lắng trong bể lắng sơ cấp, oxy hóa đồng thời chất hữu cơ và

amoni và cả khử nitrit, nitrat một phần trong bể xử lý hiếu khí). Tuy vậy, để thực hiện một quá

trình nào đó có thể sử dụng nhiều đơn vị công nghệ biệt lập với nhau (tách loại chất hữu cơ trong

xử lý yếm khí, thiếu khí hay hiếu khí).

Vì lý do nêu trên, khi xây dựng một công nghệ xử lý nước thải cần phải biết tỉ mỉ từng quá

trình xảy ra và quan trọng hơn cả là sự tương tác giữa các thành phần trong nước thải với nhau

và với các điều kiện công nghệ, từ đó để lựa chọn sơ đồ công nghệ và phối hợp các đơn vị công

nghệ với nhau.

Từ các số liệu đánh giá đặc trưng ô nhiễm trong nước rác cho thấy đối tượng trung tâm cần xử

lý là hợp chất nitơ với mức độ dao động có thể tới 20 lần. Thành phần hữu cơ sinh hủy có hàm

lượng không cao, thường là thiếu cho nhu cầu khử nitrat. Thành phần hữu cơ trơ khá cao (250 -

400 mg/l) tuy không gây độc hại nhiều cho môi trường nước nhận nhưng gây màu cho nước thải

sau xử lý cũng cần được tách loại.

Nghiên cứu công nghệ xử lý nước rác tập trung vào quá trình keo tụ (tách cặn không tan), oxy

hóa hóa học, xử lý vi sinh yếm khí, thiếu và hiếu khí. Kết quả nghiên cứu trong phòng thí

nghiệm và pilot được trình bày trong các phần tiếp sau.

13. 3. 1. Keo tụ.


~ 71 ~

Nước rác ban đầu có độ đục cao, tối màu, tuy hàm lượng cặn không tan (SS) không lớn lắm, ít

khi vượt quá 300 mg/l. Cặn không tan trong nước rác chủ yếu là thành phần hữu cơ: xác vi sinh

vật, tảo. Đặc điểm của cặn không tan hữu cơ là nó có lớp vỏ hydrat dày do tính ưa nước của

chúng và độ bền keo của chúng chính là nhờ vào lớp vỏ này, khác với tính bền của dạng vô cơ

(kỵ nước) là nhờ lớp điện tích kép (hay khuyếch tán) xung quanh hạt keo. Cơ chế keo tụ các hạt

keo hữu cơ vì vậy chủ yếu không phải là trung hoà điện tích mà theo cơ chế: phá vỡ lớp vỏ

hydrat, quét kết tủa và tạo cầu nối [15]. Vì lý do đó có thể dự đoán là liều lượng chất keo tụ cần

sử dụng sẽ cao hơn nhiều so với keo tụ các hệ keo kỵ nước - nước sông chẳng hạn và cần sử

dụng chất trợ keo tụ để giảm giá thành vận hành cũng như tăng hiệu quả lắng.

Chất keo tụ dạng thương phẩm đang được lưu hành rộng rãi trên thị trường hiện nay thuộc họ

nhôm với hai loại sản phẩm chủ yếu là phèn đơn (nhôm sunfat) và poly nhôm clorua.

Nhôm sunfat Al2(SO4)3. 18 H2O là chất keo tụ truyền thống được sử dụng rộng rãi. Không

phải tất cả các thành phần hoá học trong chất keo tụ đều có tác dụng, chỉ có thành phần nhôm có

tác dụng keo tụ, thường được tính theo % Al2O3 và là một trong những chỉ tiêu chất lượng hàng

đầu của một chất keo tụ. Phèn đơn loại tiêu chuẩn (nhôm sunfat) có hàm lượng nhôm tính theo

Al2O3 là 15,5% (8,1% Al3+

). Khi sử dụng phèn nhôm, muối nhôm bị thuỷ phân và tạo ra axit,

mỗi ion Al3+

tạo ra 3 ion H+, tức là 1 kg nhôm sunfat tạo ra 9 mol H

+, tương ứng với 0,75 l axit

clohydric đặc (36%). Axit sinh ra sẽ làm giảm độ kiềm của nước (1 mol H+ tiêu hao 61 g HCO3

-)

và làm giảm pH. Mức độ giảm pH phụ thuộc vào độ kiềm của nước, pH giảm mạnh khi độ kiềm

thấp và ngược lại do kiềm đóng vai trò chất đệm của hệ. Do sau khi keo tụ, nước được tiếp tục

xử lý vi sinh để oxy hoá amoni và chất hữu cơ với vùng pH tối ưu của nó là khoảng 8 - 9, quá

trình cần một lượng kiềm khá lớn, vì vậy chế độ keo tụ cũng cần đảm bảo hài hoà các yếu tố

trên.

Poly nhôm clorua (poly aluminum chloride - PAC) là loại polyme vô cơ chứa các thành phần

nhôm, oxy, hydroxyl và clorua. Nó được sản xuất từ muối nhôm với các chất kiềm. Công thức

hoá học có dạng [AlClx(OH)3-x]n, x = 1-2. PAC có phân tử lượng 7000 - 35000 có độ dài của

mạch tới trên 350 Ao [15].

Do được trung hoà với kiềm trước trong quá trình sản xuất nên khả năng sinh ra axit của

chúng thấp và do mạch phân tử đã khá lớn nên quá trình keo tụ xảy ra với tốc độ nhanh hơn so

với phèn.

Sản phẩm PAC lưu hành khá rộng rãi hiện nay là nhập từ Trung Quốc với hàm lượng nhôm

oxit khoảng 30%. Giá cả trung bình của chúng cao hơn khoảng 2,5 lần so với phèn đơn.

Trợ keo tụ là các loại polyme hữu cơ tan trong nước, để có được khả năng tan trước hết chúng

phải có mạch thẳng (cấu trúc một chiều) và mạch polyme chứa nhiều nhóm chức phân cực ưa

nước. Chất trợ keo tụ thông dụng (thương phẩm) thuộc họ polyarylamid và các copolyme của

chúng.


~ 72 ~

Các loại chất trợ keo tụ trước hết khác nhau về mặt điện tích. Trong trạng thái tan, polyme

tích điện dương (do trong mạng chứa nitơ hoá trị +4) gọi là chất keo tụ dương (loại C - cationic

flocculant), polyme tích điện âm (thuỷ phân một phần nhóm amid) là loại A (anionic) hoặc loại

trung tính N (chứa nhóm C=O và NH2). Cơ chế gây keo tụ của chất trợ keo tụ là làm trung hoà

điện tích của hạt keo và làm cầu nối ràng buộc các hạt keo lại thành các cụm hạt.

Trong từng họ chất trợ keo tụ chúng còn khác nhau về các đặc trưng:

- Độ dài hay phân tử lượng. Chất keo tụ A và N có phân tử lượng khá cao, thường là 8 đến 16

triệu đơn vị, chất trợ keo tụ C có phân tử lượng thấp hơn, từ 2 đến 8 triệu đơn vị.

- Khác nhau về độ nhớt của dung dịch.

- Mật độ điện tích (nhóm chức) khác nhau.

Từ những đặc trưng nêu trên, việc tìm ra được một loại tối ưu hay liều lượng tối ưu chỉ có thể

thông qua những thí nghiệm so sánh (Jar test), việc dự đoán chỉ giúp được một phần mà thôi.

Ngoài đặc điểm về hiệu quả trợ keo tụ, các yếu tố thao tác: dễ hoà tan, nồng độ tan tối đa, bảo

quản cũng được cân nhắc. Mặt khác giá thành của các chất trợ keo tụ cũng được quan tâm tới,

thông thường loại C đắt hơn hai loại kia khoảng 20 - 30%.

Nội dung nghiên cứu về keo tụ bao gồm:

- Chọn loại chất keo tụ (phèn nhôm và PAC).

- Xác định liều lượng chất keo tụ khi có và không sử dụng chất trợ keo tụ.

- Chọn chất trợ keo tụ và xác định liều lượng tối ưu.

- Đánh giá hiệu quả loại bỏ cặn không tan, COD, độ màu cũng như sự suy giảm độ pH, độ kiềm

sau keo tụ.

- Do bước xử lý sau đó là oxy hoá amoni nên môi trường cần có giá trị pH cao, việc giảm pH cần

được hạn chế thông qua việc lựa chọn chất keo tụ thích hợp.

Lựa chọn chất keo tụ và trợ keo tụ.

Những thí nghiệm sơ bộ ban đầu cho thấy, lượng chất keo tụ cần sử dụng rất lớn, so với nước

sông có thể lớn gấp tới gần trăm lần. Ví dụ để keo tụ nước sông Hồng với hàm lượng cặn 300 -

500 mg/l cần liều lượng PAC khoảng 7 - 10 g/m3, trong khi để keo tụ nước rác cần sử dụng liều

lượng 400 - 700 g/m3. So sánh tính năng keo tụ giữa phèn nhôm và PAC cho kết quả: Hiệu quả

keo tụ của PAC (tính theo liều lượng) cao hơn 3 - 4 lần so với phèn nhôm mặc dù hàm lượng

Al2O3 trong phèn nhôm bằng khoảng 50% so với PAC (bảng 13. 1). Sử dụng lượng phèn nhôm

hoặc PAC lớn để keo tụ sẽ làm giảm độ kiềm của nước sau keo tụ, điều không thuận lợi cho giai

đoạn oxy hoá amoni sau đó. Mức độ giảm kiềm khi sử dụng PAC ít hơn so với phèn nhôm.

Bảng 13. 1. Ảnh hưởng của điều kiện keo tụ (loại, liều lượng) lên một số đặc trưng của nước.


~ 73 ~

Phèn nhôm PAC

Liều

lượng

(mg/l)

pH Độ

màu

(Pt/Co)

Cặn

không

tan

(mg/l)

Độ

kiềm

(mg/l)

Liều

lượng

(mg/l)

pH Độ màu

(Pt/Co)

Cặn

không

tan

(mg/l)

Độ

kiềm

(mg/l)

0 9,01 1520 600 3150 0 9,01 1520 600 3150

600 8,20 590 347 2600 100 8,83 755 447 3000

800 7,99 545 331 2525 200 8,76 740 357 2700

1000 7,79 525 277 2375 300 8,65 720 262 2575

1200 7,64 498 230 2250 400 8,61 620 251 2500

1400 7,52 413 223 2175 500 8,54 590 183 2400

1600 7,39 335 144 2075 600 8,46 488 166 2300

1800 7,31 300 119 1950 700 8,38 481 147 2250

2000 7,23 263 99 1875 800 8,36 400 118 2150

Do sử dụng phèn nhôm với liều lượng cao làm mất nhiều kiềm nên nghiên cứu tiếp theo chỉ

sử dụng PAC làm chất keo tụ.

Trong các loại chất trợ keo tụ, dạng C có hiệu quả tốt hơn chút ít so với loại A và N, tuy nhiên

về phương diện giá cả và thao tác (dễ pha, dễ tan) loại A được lựa chọn, trong đó chất trợ keo tụ

A 101 (phân tử lượng 13 triệu đơn vị, mức độ điện tích trung bình, dễ tan trong nước) được sử

dụng với liều lượng 2 g/m3 trong tất cả các thí nghiệm. A 101 được đưa vào hệ sau khi đã hoà

trộn chất keo tụ, tốc độ tạo bông do A 101 tăng lên 10 lần so với hệ keo tụ khi không có nó và nó

làm giảm được lượng keo tụ (30 - 40%) với cùng hiệu quả keo tụ của PAC (bảng 13. 2).

Bảng 13. 2. Keo tụ phối hợp giữa PAC và A 101.

Liều lượng

PAC (mg/l)

Cặn

(mg/l)

Hiệu quả

tách cặn

(%)

COD

(mgO2/l)

Hiệu quả

tách COD

(%)

0 371 670


~ 74 ~

100 243 35 537 20

200 172 54 512 24

300 125 66 474 29

400 69 81 427 36

500 51 86 408 39

600 48 87 398 40

Ghi chú: liều lượng chất trợ keo tụ trong tất cả các thí nghiệm trên là 2 mg/l

Một số hiệu quả khác của quá trình keo tụ.

Keo tụ không những tách được thành phần cặn không tan mà còn làm giảm bớt được COD và

độ màu do nhôm hydroxit hình thành có khả năng hấp phụ một phần nào đó các thành phần trên

(bảng 13. 3, 13. 4, 13. 5). Khả năng loại màu và COD của hệ thường có hiệu quả hơn trong vùng

pH thấp nên loại keo tụ được sử dụng là phèn nhôm, có và không chỉnh pH với axit trước khi keo

tụ.

Bảng 13. 3. Khả năng loại màu và COD của quá trình keo tụ với nước rác sau khi đã chỉnh pH

về 7,5 (720 g H2SO4/m3).

Lượng

phèn

(mg/l)

Độ màu

(Pt/Co)

Hiệu quả

loại màu

(%)

COD

(mgO2/l)

Hiệu quả

loại COD

(%)

0 2105 0 623 0

800 665 68 399 36

1000 438 79 402 36

1200 435 80 368 41

1400 343 83 370 41

1600 287 86 321 48

1800 - - 329 48

2000 296 86 322 48


~ 75 ~

Bảng 13. 4. Khả năng loại màu và COD của quá trình keo tụ với phèn nhôm sau khi đã chỉnh pH

về 7,0 (1,2 kg H2SO4/m3).

Lượng

phèn

(mg/l)

Độ màu

(Pt/Co)

Hiệu quả

loại màu

(%)

COD

(mgO2/l)

Hiệu quả

loại COD

(%)

Độ

kiềm

(mg/l)

0 2105 623 -

800 424 79 389 37 1300

1000 349 83 352 43 1220

1200 315 85 336 46 1150

1400 277 87 324 48 960

1600 235 89 319 47 940

1800 223 89 308 50 780

2000 185 91 304 51 630

3000 143 93 263 58 420

Khi giữ nguyên liều lượng phèn (1000 mg/l) và chỉnh pH trước khi keo tụ về các giá trị khác

nhau, khả năng xử lý màu và COD tăng khi pH giảm (bảng 13. 5).

Bảng 13. 5. Ảnh hưởng của pH ban đầu lên khả năng xử lý màu và COD.

pH 9,15 8,02 7,52 7,02

Liều lượng phèn (mg/l) 0 1000 1000 1000

Độ màu (Pt/Co) 2150 520 401 385

COD (mg/l) 623 372 371 370

Keo tụ với muối nhôm, PAC làm giảm nồng độ photphat trong nước thải, mức độ suy giảm tỉ

lệ thuận với hàm lượng chất keo tụ (bảng 13. 6).

Bảng 13. 6. Sự suy giảm P trong quá trình keo tụ với PAC.

Lượng PAC

(mg/l)

0 100 200 300 400 500 600 700 800 2000

T-P (mg P/l) 16,35 9,34 9,23 8,70 7,85 6,85 5,85 5,19 4,54 3,30


~ 76 ~

Nhận xét:

- Liều lượng chất keo tụ sử dụng đối với nước rác lớn hơn nhiều lần (có thể gấp gần 100 lần) so

với nước bề mặt thông dụng (nước sông với cùng lượng cặn không tan). Nguyên nhân là cặn

không tan trong nước rác chủ yếu là thành phần hữu cơ, cơ chế keo tụ chủ yếu là phá vỡ lớp vỏ

hydrat và tạo cầu nối.

- So với keo tụ PAC, lượng phèn nhôm cần sử dụng phải cao hơn tới 3 lần mới có thể đạt cùng

hiệu quả, với tốc độ keo tụ rất chậm và kéo theo đó là tiêu hao một lượng kiềm lớn, không có

lợi cho giai đoạn oxy hoá amoni về sau. Lượng bùn sinh ra lớn (nhôm hydroxit) và tăng thêm

nhiều lượng khoáng hoà tan (gốc sunfat từ phèn). Vì vậy sử dụng PAC sẽ có lợi hơn về nhiều

phương diện, kể cả về mặt giá thành và công vận chuyển.

- Phần lớn các chất trợ keo tụ (A, C, N) đều cho hiệu quả bông tụ lớn với liều lượng 2 - 3 g/m3.

Xét về khía cạnh giá thành và thuận lợi trong thao tác thì loại A 101 có tính năng đáp ứng tốt.

Sử dụng thêm chất trợ keo tụ cho phép giảm chất keo tụ (PAC) được 30 - 40% (giá thành 1 g

A 101 ngang với 10 g PAC) mang lợi ích kinh tế và do tốc độ keo tụ rất lớn nên có thể thu gọn

nhiều lần qui mô của bể lắng khi thiết kế xây dựng hệ thống xử lý.

- Xét về nhiều khía cạnh khi keo tụ nước rác, nên sử dụng liều lượng PAC là 300 - 400 g/m3

cùng với 2 g/m3 trợ keo tụ A 101. Trong quá trình keo tụ dễ gặp hiện tượng bùn nổi do nguyên

nhân tạo khí CO2 (axit của PAC với bicarbonat trong nước, pH càng thấp khả năng tạo CO2

càng lớn) và có thể do oxy sinh ra từ quá trình quang hợp của tảo. Để khắc phục hiện tượng

trên có thể sử dụng dòng khí để khuấy trộn khi keo tụ nhằm ―đuổi‖ các khí sinh ra ra khỏi

nước.

- Quá trình keo tụ làm giảm được một phần COD và độ màu của nước rác, nó chỉ đạt tới một

mức độ giới hạn khi tiếp tục tăng liều lượng chất keo tụ. Hiệu quả tách loại COD và màu (có lẽ

chủ yếu do cơ chế hấp phụ) tăng khi pH của hệ giảm (giảm pH của nước rác rất tốn kém axit

do độ kiềm lớn). Điều đó mở ra khả năng sử dụng phương pháp keo tụ để ―đánh bóng nước‖ ở

giai đoạn cuối cùng như là một giải pháp thay thế cho hấp phụ trên than hoạt tính tuy với hiệu

quả không cao nhưng được lợi về giá thành.

- Do sự biến động rất lớn của nước rác tại các bãi và theo thời gian trong từng bãi, quá trình keo

tụ cũng không ổn định, vì vậy cần được đánh giá chi tiết cho từng trường hợp và theo dõi điều

chỉnh kịp thời trong khi vận hành.

- Trong quá trình keo tụ với phèn nhôm, một phần photpho bị mất đi trong khi lượng photpho

thường là thiếu cho nhu cầu xử lý vi sinh sau đó, vì thế cần hết sức hạn chế sự hao hụt. Tính

toán lượng photpho cần bổ xung trong khi vận hành chỉ có thể dựa trên số liệu của nước rác

sau keo tụ (xem bảng 13. 6).


~ 77 ~

13. 3. 2. Quá trình oxy hoá hoá học.

Oxy hoá hoá học là loại phản ứng giữa một chất oxy hoá và một chất khử, trong đó chất oxy

hoá đóng vai trò chất nhận điện tử (giảm hoá trị) và chất khử đóng vai trò chất nhường điện tử

(tăng hoá trị).

Trong nước rác, các chất hữu cơ đóng vai trò chất khử (nguyên tố carbon tăng từ hoá trị âm

lên dương) và được oxy hoá về nhiều dạng hợp chất trung gian khác nhau, sản phẩm cuối cùng là

khí carbonic. Amoni cũng là một chất khử (nguyên tố nitơ có hoá trị -3) nhưng không thể oxy

hoá (ví dụ về dạng nitrit, nitrat) trong điều kiện thông thường của phản ứng pha lỏng với hầu hết

các chất oxy hoá (trừ trường hợp phản ứng với clo hoạt động để tạo ra khí nitơ có hoá trị không).

Hiệu quả của một phản ứng oxy hoá trước hết phụ thuộc vào sự chênh lệch giữa thế năng oxy

hoá của chất oxy hoá (ví dụ ozon có thế oxy hoá chuẩn là +2,07 V trong môi trường axit và là

1,24 V trong môi trường kiềm) và thế khử của chất khử (ví dụ khi khử nitrit về nitrat trong môi

trường kiềm thế khử là -0,01 V). Sự chênh lệch giữa một chất oxy hoá thông dụng với chất khử

vô cơ (H2S, Mn2+

, Fe2+

, As3+

, NO2-) thường khá lớn, dẫn tới phản ứng tương đối triệt để. Phản

ứng oxy hoá các chất hữu cơ khó xảy ra hơn về phương diện cân bằng vì phản ứng xảy ra nhiều

bước nối tiếp nhau. Thông thường những chất hữu cơ có phân tử lượng thấp dễ bị oxy hoá hơn

loại có phân tử lượng cao. Các phân tử chất hữu cơ gây màu cũng thường dễ bị oxy hoá, chuyển

hoá thành các chất không màu mà không nhất thiết tới sản phẩm cuối cùng là khí carbonic.

Những chất oxy hoá thông dụng dùng trong xử lý nước và nước thải là: khí oxy, hydro

peroxit, kali permanganat, ozon, clo hoạt động, Fenton (H2O2+ Fe2+

).

Khí oxy có thế oxy hoá thấp, thường được sử dụng để oxy hoá các chất vô cơ trong nước sinh

hoạt và trong nước thải như Fe2+

, H2S, Mn2+

(trong điều kiện pH cao). Khả năng oxy hoá chất

hữu cơ của oxy không cao, trừ trường hợp tiến hành dưới điều kiện áp suất, nhiệt độ cao và có sử

dụng xúc tác.

Clo hoạt tính: Clo có hoá trị +1 là chất oxy hoá khá mạnh, tùy vào hợp chất cụ thể và môi

trường (axit, kiềm) thế oxy hoá của nó thường lớn hơn 1V. Các dạng clo hoạt động: khí clo,

dung dịch Javen (NaOCl), canxi hypoclorua (Ca(OCl)2), cloamin, sau phản ứng oxy hoá nguyên

tố clo chuyển về hoá trị -1.

Clo được sử dụng chủ yếu làm chất khử trùng do giá thành thấp và khả năng khử trùng rất

cao. Tuy nhiên do nó dễ phản ứng (thế) với các tạp chất hữu cơ trong nước nên tạo ra các sản

phẩm phụ có độc tính (gây ung thư). Vì lý do đó nên xu hướng hiện nay tại các nước công

nghiệp là hết sức hạn chế dùng clo để khử trùng. Clo dioxit (ClO2) ít gây độc hơn nhưng do tính

nổ nên phải chế tạo tại chỗ, vì vậy việc ứng dụng cũng không được thuận lợi.

Clo hoạt tính có thể oxy hoá hầu hết các tạp chất vô cơ trong nước thải như nitrit, xianua, sắt

(II), mangan (II) với hiệu quả cao. Để oxy hoá chất hữu cơ (COD) trong nước thải cần phải dùng


~ 78 ~

liều lượng rất cao: với nước thải đã qua lắng sơ cấp cần 0,5 - 2,5 kg/kg BOD (thường là 1,75

kg/kg BOD), với nước sau quá trình xử lý vi sinh, liều lượng thường dùng là 2 kg/kg BOD [16].

Với liều lượng clo cao như vậy khả năng hình thành các tạp chất mới cơ - clo là rất lớn và

thường là làm tăng độ màu của nước.

Về nguyên tắc thì có thể loại bỏ amoni khi oxy hoá với clo. Phản ứng giữa clo và amoni xảy

ra theo nhiều bước, phụ thuộc vào tỉ lệ clo/amoni. Khi tỉ lệ này nhỏ hơn 4 (g/g) sản phẩm hình

thành chủ yếu là monocloamin (NH2Cl), khi tăng tỉ lệ clo/amoni, tiếp tục hình thành dicloamin

(NHCl2) hoặc tricloamin (NCl3). Với tỉ lệ clo/amoni = 7,6 tính theo phản ứng sẽ xảy ra quá trình

oxy hoá amoni (nitơ hoá trị -3) về dạng khí nitơ (N2 - hoá trị không). Trong thực tiễn để xảy ra

quá trình trên, tỉ lệ clo/amoni 10. Do nước rác chứa nhiều chất hữu cơ và amoni nên phương án

sử dụng clo để xử lý trở nên rất ít tính khả thi (xem 4. 1. 2).

Kali permanganat (KMnO4- thuốc tím) là một chất oxy hoá khá mạnh có thế oxy hoá là 1,68

V trong môi trường axit và 0,58 V trong môi trường kiềm. Nó có khả năng oxy hoá nhiều loại

chất hữu cơ, vô cơ trong nước và nước thải. Sản phẩm tạo thành là dioxit mangan (MnO2), là

dạng rắn không tan trong điều kiện pH thông dụng vì vậy có thể tách ra được bằng phương pháp

lọc hoặc lắng. Mangan dioxit cũng có khả năng hấp phụ Mn2+

nên góp phần giảm bớt lượng

permanganat cần thiết để oxy hoá Mn2+

lên MnO2.

Permanganat được dùng trong xử lý nước thải và nước để loại bỏ xianua, oxy hoá phenol, xử

lý mùi, màu, vị của nước nhưng chỉ có khả năng hạn chế đối với các loại chất hữu cơ gây màu,

mùi, vị có tính bền oxy hoá cao như loại trong nước rác [17].

Ozon là loại khí không bền được chế tạo tại chỗ và là một chất oxy hoá mạnh: thế oxy hoá

khử trong môi trường axit là 2,07 V, trong môi trường kiềm là 1,24 V. Chính hoạt tính cao của

ozon hạn chế khả năng ứng dụng của nó trong công nghệ xử lý nước, nước thải vì ngoài phản

ứng với các tạp chất trong nước nó còn tự phân huỷ. Phân huỷ ozon là một quá trình phân huỷ

dây chuyền theo cơ chế hình thành các loại gốc tự do, được khơi mào bởi rất nhiều loại tạp chất

trong nước, ví dụ hydroxyl (OH-, giá trị pH cao), các hợp chất hữu cơ tự nhiên, Fe (II). Phản ứng

oxy hoá chất hữu cơ xảy ra được là do các gốc tự do tạo thành. Thời gian tồn tại của ozon trong

nước phụ thuộc nhiều vào các yếu tố như pH, nhiệt độ, chất hữu cơ và bicarbonat. Sự có mặt của

bicarbonat (độ kiềm) giúp kéo dài thời gian tồn tại của ozon trong nước. Đóng vai trò thật sự cho

phản ứng oxy hoá chất hữu cơ trong nước, nước thải là gốc tự do OH. sinh ra trong quá trình

phân huỷ ozon trong nước, nhóm này hình thành thuận lợi trong môi trường pH cao, vì vậy tốc

độ oxy hoá tăng đáng kể trong vùng đó. Trong nước có độ kiềm cao (như nước rác) thì tốc độ

oxy hoá sẽ bị chậm lại khi pH tăng do sự hình thành của ion carbonat từ bicarbonat, ion carbonat

là tác nhân ―bắt giữ‖ gốc OH.. Ngoài gốc OH

. sinh ra do phân huỷ ozon, bản thân ozon cũng là

một chất oxy hoá mạnh. Trong khi gốc OH. có tác dụng oxy hoá mạnh trong môi trường kiềm thì

ozon có hoạt tính oxy hoá cao trong môi trường axit [18].


~ 79 ~

Phản ứng oxy hoá chất hữu cơ trong nước thải, xảy ra khá thuận lợi: để xử lý 1 kg COD cần

khoảng 3 kg Ozon đối với nước đã sơ lắng và cần tới 6 kg Ozon đối với nước thải sau khi đã xử

lý vi sinh [16, 19]. Tuy có hiệu quả nhưng thiết bị phát ozon rất đắt tiền (60 triệu cho máy phát

công suất 5 g/giờ, 90 triệu cho máy phát công suất 10 g/giờ), và cũng vì lý do đó ozon thường

chỉ được sử dụng để khử trùng cho nước sinh hoạt với liều lượng ít khi vượt quá 0,5 g/m3.

Hợp chất Fenton: Oxy hoá chất hữu cơ với gốc tự do OH. cũng có thể tiến hành với hợp chất

Fenton, tức là đi từ một nguồn gốc phản ứng khác với ozon. Hợp chất Fenton là hỗn hợp của

Fe2+

/H2O2.

Hợp chất Fenton có tác dụng oxy hoá mạnh đã được nhận biết từ rất sớm (1894) và hoạt tính

của nó được qui cho nhóm gốc OH. sinh ra do phản ứng:

Fe2+

+ H2O2 Fe(OH)2+

+ OH. (13-1)

Tuy vậy, gần đây (1998) Bossmann thì cho rằng tác dụng oxy hoá của Fenton là do sự hình

thành của phức Fe (IV), ví dụ [Fe(OH)2(H2O)4]2+

cùng với gốc OH. [18]. Fenton có hoạt tính cao

trong môi trường axit, pH = 2 - 4, tối ưu tại pH 3. Trong vùng pH cao, Fe (III) bị kết tủa. Hoạt

tính của Fenton giảm khi pH > 4 có thể do nguyên nhân là sự phân huỷ nhanh của H2O2 thành

H2O và O2, oxy hoá Fe (II) với các chất oxy hoá khác (ví dụ oxy hoà tan) chứ không phải với

H2O2 và phản ứng giữa H2O2 với Fe (II) không tạo ra nhóm OH. trong vùng pH cao.

Hệ Fenton cải tiến mới được nghiên cứu gần đây là hệ gồm: tia UV - Fe (II) oxalat và H2O2.

Sự có mặt của tia UV và oxalat gây ra 3 hiệu ứng chính sau [18, 19]:

- Phản ứng của phức Fe (II) oxalat với H2O2 nhanh hơn so với phản ứng của Fe (II) với H2O2.

- Khử Fe (III) về Fe (II) với tia UV từ phức Fe (III) oxalat nhanh hơn quá trình khử Fe (III) về Fe

(II) trong phản ứng Fenton chuẩn.

- Sự có mặt của phối tử oxalat trong phức sắt làm tăng độ tan của sắt, giảm quá trình kết tủa.

Trong thành phần của chất Fenton, tỉ lệ giữa Fe (II)/H2O2 có thể biến động trong khoảng rộng

mà việc xác định chúng được dựa trên hiệu quả của từng hệ cụ thể thông qua các thí nghiệm. Sắt

(II) có mặt trong thành phần Fenton hoặc được xem là vai trò xúc tác hoặc chất tham gia phản

ứng. Sắt (II) được xem là chất xúc tác do quá trình tái sinh lại chính nó (khử Fe (III) về Fe (II)

với các phản ứng thích hợp) và khi đó tỷ lệ Fe (II)/H2O2 << 1. Trong trường hợp tỷ lệ Fe

(II)/H2O2 1 thì nhiều khả năng là sắt (II) đóng vai trò chất tham gia phản ứng.

Cơ chế phản ứng của Fenton với chất hữu cơ là tạo ra các gốc hữu cơ có hoạt tính cao nhờ vào

phản ứng của chất hữu cơ với gốc OH.. Có hai khả năng để thực hiện phản ứng tạo gốc hữu cơ:

- Phản ứng cộng hợp nhóm OH. với chất hữu cơ, hợp chất tạo thành là sản phẩm cộng hợp của

hai nhóm nên mang gốc tự do. Phản ứng thường xảy ra với các hợp chất hữu cơ chưa bão hoà

hoá trị (thuốc nhuộm, hợp chất thơm, thơm đa vòng, phenol, thuốc trừ sâu).


~ 80 ~

- Phản ứng tách hydro của chất hữu cơ với gốc OH. với sản phẩm tạo thành là một gốc tự do (R

.)

và nước, các phản ứng diễn ra tiếp tục theo một loạt các bước nối tiếp nhau phụ thuộc vào hoạt

tính hoá học của chất hữu cơ.

Tốc độ phản ứng của chất Fenton với hợp chất hữu cơ rất khác nhau, có thể từ vài chục phút

tới 24 giờ thì đạt tới trạng thái cân bằng, tốc độ phụ thuộc vào bản chất (cấu trúc hoá học) của

chất hữu cơ và nồng độ gốc OH. trong môi trường phản ứng.

Thí nghiệm oxy hoá chất hữu cơ trong nước rác được tập trung vào phản ứng với chất Fenton

với mục tiêu đánh giá khả năng xử lý COD và xử lý màu của nước rác.

Thí nghiệm được tiến hành như sau:

Nước rác sử dụng cho thí nghiệm được lấy từ bãi rác Tràng Cát, Hải Phòng.

Trước khi tiến hành oxy hoá, nước rác được keo tụ, tách phần cặn lơ lửng.

Hợp chất Fenton:

- Dung dịch Fe2+

được pha từ muối FeSO4.7 H2O với nồng độ là 4%, pha trong axit H2SO4 1N.

Nồng độ Fe2+

trong dung dịch là 8 g/l.

- Dung dịch H2O2 công nghiệp có nồng độ ban đầu là 547,4 g/l được pha loãng gấp 10 lần, tức là

dung dịch sử dụng có nồng độ là 54,7 g/l.

- Dung dịch điều chỉnh pH là H2SO4 10%.

Thí nghiệm oxy hoá với Fenton nhằm xác định: nồng độ thích hợp đối với Fe (II) và H2O2

cũng như tỉ lệ Fe2+

/H2O2. Thí nghiệm xác định nồng đọ cần thiết của hydro peroxid được tiến

hành với các điều kiện: tỉ lệ (mol) giữa Fe (II) và H2O2 nằm trong khoảng 1:18 đến 1:223, nồng

độ của sắt nằm trong vùng từ 0 - 24 mg/l, nồng độ H2O2 từ 270 - 1090 mg/l. Kết quả khảo sát

được ghi lại trong bảng 13. 7.

Bảng13. 7. Ảnh hưởng của nồng độ hydro peroxid lên khả năng xử lý màu và COD với các tỉ lệ

Fe2+

/H2O2 khác nhau. Mẫu ban đầu : độ màu 715 (Pt/Co), COD 933 mg/l, pH 8,79. Thời gian

phản ứng 3,5 giờ. Khi phản ứng kết thúc nâng pH tạo keo tụ. Trong một số thí nghiệm có bổ

sung thêm H2SO4 10% để pH đạt giá trị 3.

Tỉ lệ

Fe2+

/H2O2

Fe 2+

(mg/l)

H2O2

(mg/l)

Màu

(Pt/Co)

Hiệu quả

(%)

COD

(mg/l)

Hiệu quả

(%)

- 0 273 690 4 839 10

1:55 8 273 107 84 663 24

1:28 16 273 160 76 684 21

1:18 24 273 257 62 609 30

- 0 547 445 34 828 5

1:110 8 547 45 93 617 29


~ 81 ~

1:55 16 547 93 86 589 33

1:37 24 547 - - 538 38

- 0 1094 51 92 794 9

1:223 8 1094 30 95 549 37

1:110 16 1094 17 97 514 41

1:75 24 1094 21 97 480 45

Từ số liệu của bảng 13. 7 cho thấy chỉ riêng H2O2 đã có khả năng khử màu với hiệu quả 4%,

34%, 92% tương ứng với nồng độ sử dụng là 273, 547 và 1094 mg/l. Khả năng xử lý COD của

riêng H2O2 thấp, không vượt quá 10%.

Khi có mặt của Fe2+

, hiệu quả xử lý màu tăng rõ rệt, đặc biệt với vùng sử dụng nồng độ H2O2

thấp, khả năng xử lý COD cũng tăng đáng kể khi có mặt của Fe2+

và nhìn chung khi nồng độ sắt

tăng, hiệu quả xử lý COD cũng tăng theo, tuy nhiên trong trường hợp tốt nhất hiệu quả xử lý

cũng không đạt được tới 50%. Hiệu quả xử lý màu và COD tăng chậm khi tiếp tục tăng nồng độ

H2O2.

Nhằm tiếp tục đánh giá vai trò của sắt với tư cách là chất tham gia phản ứng, thí nghiệm được

tiến hành với nồng độ H2O2 ổn định (1094 mg/l) và thay đổi nồng độ sắt với nồng độ cao. Kết

quả được ghi lại trong bảng 13. 8.

Bảng 13. 8. Ảnh hưởng của nồng độ sắt lên khả năng xử lý màu, COD của chất Fenton.

Tỉ lệ

Fe2+

/H2O2

Fe2+

(mg/l)

H2O2

(mg/l)

Màu

(Pt/Co)

Hiệu

quả (%)

COD

(mg/l)

Hiệu

quả (%)

H2O2 dư

(mg/l)

1:56 32 1094 72 90 623 33 240

1:37 48 1094 73 90 481 48 112

1:32 56 1094 75 90 500 46 64

1:25 72 1094 68 90 462 50 64

Từ kết quả của bảng 13. 8 cho thấy khi tăng nồng độ sắt, khả năng xử lý màu không cải thiện

hơn, rất có thể là đã đạt mức độ tối đa. Khả năng xử lý COD cũng tăng không nhiều, phần tăng

thêm rất có thể do lượng sắt (III) hydroxit kết tủa có tác dụng hấp phụ một phần chất hữu cơ. Sau

thời gian phản ứng, nồng độ H2O2 dư trong nước được xác định, lượng dư còn lại khá cao khi

nồng độ sắt thấp. Điều đó cũng chứng tỏ rằng các chất hữu cơ trong nước rác thuộc loại khó

phản ứng.

Giữ tỉ lệ Fe2+

/H2O2 và giảm cả nồng độ sắt và H2O2 50%. Kết quả thu được ghi lại trong bảng

13. 9.


~ 82 ~

Từ kết quả của bảng 13. 9 cho thấy khả năng xử lý màu của hệ trên không giảm nhiều so với

hệ có nồng độ sắt và H2O2 cao gấp đôi và khả năng xử lý COD có giảm nhưng không tỉ lệ với

nồng độ của sắt cũng như H2O2. Mặt khác lượng H2O2 dư cũng khá lớn, ngang với hệ đã khảo sát

trên. Vì vậy có thể cho rằng trong hệ thiếu lượng sắt (II) cho phản ứng sinh ra gốc OH.. Sự thiếu

hụt này do hoặc là lượng đưa vào không đủ hoặc quá trình tái sinh chậm do bản chất của hệ phản

ứng. Điều đó đồng nghĩa với trong quá trình xử lý COD, sắt (II) đóng vai trò chất tham gia

phản ứng, chứ không chỉ đóng vai trò chất xúc tác.

Bảng 13. 9. Khả năng xử lý màu và COD của hệ Fenton.

Tỉ lệ

Fe2+

/H2O2

Fe2+

(mg/l)

H2O2

(mg/l)

Màu

(Pt/Co)

Hiệu

quả (%)

COD

(mg/l)

Hiệu

quả (%)

H2O2 dư

(mg/l)

1:56 16 547 123 83 599 36 105

1:37 24 547 105 85 584 37 85

1:32 29 547 88 88 600 37 88

1:25 32 547 103 86 594 36 86

Thí nghiệm tiếp tục nâng cao nồng độ sắt với nồng độ H2O2 cao (1094 mg/l) nhằm kiểm tra

giả thiết trên, được tiến hành và kết quả được ghi lại trong bảng 13. 10. Mẫu ban đầu có: độ màu

374 Pt/Co, COD = 500 mg/l, pH = 8,87, có bổ xung axit để đưa môi trường về pH 3.

Bảng 13. 10. Phản ứng Fenton với tỉ lệ Fe2+

/H2O2 khác nhau, thời gian phản ứng 1 giờ và 4

giờ.

Tỉ lệ

Fe2+

/H2O2

Fe2+

(mg/l)

H2O2

(mg/l)

Màu

(Pt/Co)

Hiệu

quả (%)

COD

(mg/l)

Hiệu

quả (%)

H2O2 dư

(mg/l)

Sau 1 giờ

1:55 32 1094 27 93 255 49 182

1:28 64 1094 11 97 193 61 118

1:18 96 1094 12 97 157 68 73

1:14 129 1094 9 98 192 62 51

1:11 161 1094 16 96 157 62 18

1:5,5 322 1094 27 93 133 73 29

Sau 4 giờ

1:55 32 1094 11 97 176 65 176

1:28 64 1094 8 98 194 61 25


~ 83 ~

1:18 96 1094 20 95 140 72 29

1:14 129 1094 23 95 163 67 32

1:11 161 1094 24 94 144 71 35

1:5,5 322 1094 25 94 136 73 29

Từ bảng 13. 10 cho thấy với nồng độ sắt và H2O2 lớn, hiệu quả xử lý COD tăng lên rõ rệt và

lượng dư H2O2 cũng giảm nhiều. Tốc độ phản ứng trong điều kiện trên nhanh, hiệu quả xử lý sau

1 giờ và 4 giờ khác nhau không nhiều. Điều đó chứng tỏ vai trò chất tham gia phản ứng của sắt

(II) trong quá trình xử lý COD.

Nhận xét:

Từ kết quả khảo sát về phản ứng oxy hoá nước rác cho thấy:

- Do thành phần của nước rác phức tạp, với nồng độ amoni, độ kiềm cao, COD không lớn, thuộc

loại trơ và một số chất oxy hoá đắt (ozon, clo dioxit) nên khả năng lựa chọn chất oxy hoá

không nhiều. Chất oxy hoá được lựa chọn để đánh giá vì vậy chỉ là chất Fenton.

- Chất Fenton có khả năng xử lý màu cao, có thể xử lý trên 90% màu. Khả năng xử lý COD thấp

hơn, trong những điều kiện đặc biệt khả năng xử lý có thể đạt tới 70%.

- Trong quá trình xử lý màu, sắt đóng vai trò xúc tác nên lượng sắt (II) sử dụng thấp. Trong quá

trình xử lý COD, ngoài vai trò xúc tác, sắt (II) còn đóng vai trò chất tham gia phản ứng, vì vậy

cần sử dụng lượng sắt lớn, tức là tỉ lệ Fe2+

/H2O2 cao.

- Phản ứng oxy hoá COD với Fenton khó triệt để, tức là sản phẩm cuối cùng chưa phải là CO2,

mà là những hợp chất hữu cơ có phân tử lượng thấp hơn. Các sản phẩm trung gian này có tính

sinh huỷ cao hơn thích hợp cho xử lý vi sinh tiếp theo [19]. Việc xác định các hợp chất trung

gian chúng tôi không có đủ điều kiện để khảo sát.

- Một trong những hạn chế lớn nhất của phương pháp oxy hoá nói chung và với chất Fenton nói

riêng là yếu tố về giá thành khi xử lý nước rác. Để phản ứng xảy ra có hiệu quả, vùng pH cho

phản ứng xấp xỉ 3. Độ kiềm (HCO3-) của nước rác rất cao (có thể tới 3000 mg/l), để trung hoà

được độ kiềm này và đưa pH xuống 3 cần khoảng 1,6 - 1,8 kg H2SO4/m3 đối với nước chứa độ

kiềm 1000 mg/l, sau đó lại phải dùng xút để đưa pH của môi trường phản ứng về 7 để kết tủa

và phù hợp với tiêu chuẩn thải. Nếu quá trình oxy hoá lại được tiến hành trước khi xử lý vi sinh

thì sẽ lại phải bổ xung kiềm để thực hiện phản ứng oxy hoá amoni (oxy hoá 1 g amoni cần 7,2 g

kiềm). Để oxy hoá đạt hiệu quả chấp nhận được, loại bỏ 300 - 600 mg COD/l cần liều lượng

Fenton khá lớn: 1 kg H2O2 + 1,2 kg FeSO4.7H2O với thời gian phản ứng khoảng 1 giờ.

- Từ các kết quả nghiên cứu và các điều kiện thực thi công nghệ trong thực tiễn có thể cho rằng:

phản ứng oxy hoá hoá học ít có tính khả thi trong điều kiện của chúng ta đối với nước rác.

Trong chừng mực nhất định, phản ứng Fenton có thể sử dụng để khử màu sau giai đoạn xử lý vi


~ 84 ~

sinh với tỉ lệ Fe2+

/H2O2 thấp (với giá thành cũng không thấp, ước tính chi phí hoá chất khoảng

8 - 10.000 đ/m3), tức là áp dụng cho giai đoạn đánh bóng nước.

13. 3. 3. Xử lý vi sinh yếm khí.

Hoạt động của vi sinh yếm khí tạo ra khí metan và carbon dioxit. Khác với phản ứng dị hoá

(tạo ra năng lượng) của các loại vi sinh hiếu khí hoặc tuỳ nghi là do phản ứng oxy hoá khử (trao

đổi electron), phản ứng dị hoá của vi sinh yếm khí là quá trình lên men (fermentative

catabolism), trong đó số oxy hóa của nguyên tử carbon không thay đổi trong sản phẩm (CH4) so

với chất hữu cơ ban đầu. Vì lý do đó nên năng lượng nhận được của vi sinh yếm khí để hoạt

động thấp hơn nhiều so với vi sinh hiếu khí (chỉ khoảng 0,3 kcal/g COD so với khoảng 3,3 kcal/g

COD), phần năng lượng còn lại nằm trong dạng năng lượng hoá học của sản phẩm metan (sinh ra

khi đốt). Vì vậy lượng vi sinh yếm khí hình thành (sinh trưởng) rất thấp, 0,05 - 0,15 kg SKHH/kg

COD trong khi loại hiếu khí có hiệu suất hình thành 0,3 - 0,4 kg SKHH/kg COD (SKHH: sinh

khối hữu hiệu). Do khoảng 97% COD được sử dụng để tạo khí metan, năng lượng này dư thừa

để cung cấp cho quá trình sục khí oxy để xử lý một lượng COD tương đương [20]. Lượng bùn

sinh ra thấp, không cần cung cấp năng lượng, hoạt tính duy trì trong thời gian dài (vài tháng tới

cả năm trong điều kiện không được bổ sung thức ăn, trong khi loại hiếu khí chỉ tồn tại được 2 - 3

tuần), phù hợp với điều kiện nóng ấm chính là lợi thế của phương pháp xử lý yếm khí. Những

đặc điểm thuận lợi nêu mới chỉ là dữ liệu ban đầu thuận lợi chứ chưa phải là điều kiện đủ đối với

hiệu quả xử lý yếm khí đối với một loại nước thải cụ thể nào đó trong một hệ thống xử lý.

Khi một hệ thống xử lý được thiết kế đúng - tức là các tập đoàn vi sinh yếm khí phát triển

tương hợp với công suất xử lý và mức chịu tải ô nhiễm thì hiệu quả xử lý đối với một chất hữu

cơ có khả năng sinh huỷ phụ thuộc vào các yếu tố sau [20]:

1) Bản chất hoá học của chất hữu cơ cần xử lý.

2) Yếu tố môi trường ảnh hưởng đến hiệu quả (pH, ORP, nhiệt độ...).

3) Mật độ vi khuẩn có tác dụng xử lý.

4) Mức độ tiếp xúc giữa vi sinh vật với chất hữu cơ.

5) Cấu hình của hệ thống xử lý (ví dụ ghép nối liên tiếp nhiều ngăn).

6) Thời gian lưu thuỷ lực của nước thải.

Yếu tố cuối cùng thật ra là một thông số phụ thuộc vào cả năm yếu tố trên, năm yếu tố đầu

quyết định môi trường phát triển của vi sinh và điều kiện vận hành hệ thống. Điều kiện thứ nhất

và thứ nhì do đặc trưng nước thải và điều kiện ngoại cảnh xác định. Yếu tố 3, 4, 5 liên quan đến

công nghệ (chủ động) của hệ thống. Một hệ xử lý yếm khí có tốc độ nhanh là điều kiện đầu tiên

để giảm giá thành xây dựng.


~ 85 ~

Trong quá trình xử lý yếm khí, một loạt các bước xảy ra kế tiếp nhau: thuỷ phân, tạo ra axit,

metan. Mỗi bước được thực hiện bởi các chủng loại vi sinh khác nhau.

Thủy phân: quá trình bẻ gãy, ―chặt nhỏ‖ các phân tử hữu cơ lớn hoặc không tan thành các

dạng tan nhờ các men xuất phát từ chủng vi sinh. Protein sẽ phân huỷ thành polypeptid, peptid

và axit amin, amoni. Hydrat carbon (tinh bột) phân huỷ thành các loại đường tan (mono,

disacharid), lipid được chuyển hoá thành axit béo và glycerin. Quá trình thuỷ phân đôi khi cũng

chậm, đặc biệt là thuỷ phân lipid ở nhiệt độ thấp.

Tạo axit: các chất có phân tử lượng thấp tan trong nước được vi sinh hấp thu và thải ra dưới

dạng axit béo dễ bay hơi (VFA), rượu, axit lactic và một số chất vô cơ: dioxit carbon, amoni,

hydro sunfua (H2S). Chủng vi sinh này có thể bị đầu độc bởi oxy hoà tan.

Tạo metan: Trước khi tạo thành metan, các sản phẩm của quá trình tạo axit được chuyển hoá

thành axetat, hydro và dioxit carbon. Giai đoạn tạo metan thông thường là chậm nhất.

Về tốc độ phân huỷ yếm khí. Tốc độ phân huỷ các chất hữu cơ có khả năng sinh huỷ trước

hết phụ thuộc vào mật độ vi sinh. Mật độ vi sinh tăng cùng với lượng chất hữu cơ bị phân huỷ và

giảm do quá trình phân huỷ nội sinh. Quá trình tăng vi sinh hầu như không phụ thuộc vào nồng

độ chất hữu cơ khi nồng độ chất hữu cơ lớn (phản ứng bậc không) và tỉ lệ với nồng độ chất hữu

cơ khi nồng độ chất hữu cơ thấp (phản ứng bậc 1) do tính chất của kiểu động học Monod. Quá

trình phân huỷ nội sinh tỉ lệ thuận với mật độ vi sinh tại thời điểm đó.

Yếu tố môi trường.

Yếu tố môi trường tác động mạnh lên quá trình xử lý yếm khí gồm : nhiệt độ, pH, các chất

dinh dưỡng (N, P, vi lượng) và điều kiện yếm khí (không chứa oxy hoà tan).

Chủng vi sinh yếm khí có nhiều loại hoạt động ở các khoảng nhiệt độ khác nhau, từ 30 - 55oC.

Thông thường nhiệt độ tối ưu 30 - 40oC, dưới khoảng tối ưu tốc độ xử lý giảm, có thể tính toán

theo biểu thức kinh nghiệm [21]:

rt= r30. (1,11)(t-30)

(13-1)

t: tính theo oC, rt, r30 là tốc độ phân huỷ tại t

oC và 30

oC.

Giá trị pH và tính ổn định của pH có ý nghĩa quan trọng đối với hiệu quả xử lý vì quá trình

metan hoá (thường là chậm nhất) tối ưu trong vùng trung hoà. pH < 3 và pH >7,8 sẽ làm giảm

tốc độ phân huỷ. Quá trình axit hoá ít bị nhạy cảm đối với pH, nếu quá trình xảy ra nhanh sẽ gây

hiện tượng ―bị chua‖.

Một số các chất gây độc cho quá trình xử lý yếm khí ngay ở nồng độ thấp: kim loại nặng, hợp

chất hữu cơ - clo. Chất gây độc thường gặp nhất là sunfua (S2-

) và oxy tan trong nước. Oxy thâm

nhập vào hệ thống qua đầu vào hoặc các vị trí không kín của hệ. Sunfua có thể hình thành qua

quá trình khử sunfat, hàm lượng sunfat trong nước rác là không thấp.

Thật ra xử lý yếm khí đã được sử dụng khá lâu trong đời sống hàng ngày nhưng chỉ mới được

―tái phát hiện‖ và sử dụng rộng rãi gần đây, đặc biệt nhờ vào kỹ thuật tiến hành ―chảy ngược qua


~ 86 ~

lớp bùn yếm khí‖ (Up flow anaerobic sludge blanket, UASB) và do cuộc khủng hoảng dầu lửa

1973.

Kỹ thuật UASB được Lettinga và cộng sự phát triển vào những năm 70 (trường Wageningen,

Hà Lan). Cho tới nay, đây là kiểu kỹ thuật đạt hiệu quả cao và phổ biến rộng rãi nhất. Nhiều hệ

thống lớn đã được xây dựng và vận hành tại các vùng có khí hậu nhiệt đới, một số trạm pilot

được xây dựng để đánh giá tại các vùng ôn đới.

Đặc trưng quan trọng của hệ UASB là vùng tách pha: Nước thải được dồn vào đáy, phân bố

đều chảy ngược lên trên qua một lớp bùn ( chiếm 50 -70% chiều cao ), tức là chủng vi sinh yếm

khí, tại phần trên cùng bùn được lắng, khí tách ra khỏi hệ thống.

Hiệu quả xử lý của kỹ thuật UASB trước hết là do sự tiếp xúc có hiệu quả của các chất gây ô

nhiễm với tập đoàn vi sinh vật yếm khí (lớp bùn), và để duy trì được sự tiếp xúc, các thông số

công nghệ: tốc độ dâng nước, khả năng lắng của bùn, khả năng sinh khí trong thiết bị, phân phối

đều dòng vào, chống bùn tràn ra ngoài cần được tính toán chu đáo. Khi các thông số nêu trên

được kiểm soát thì hiệu quả xử lý phụ thuộc vào: bản chất của chất ô nhiễm, mật độ vi sinh cùng

với một số các thông số về điều kiện vận hành (pH, nhiệt độ...).

13. 3. 3. 1. Hiệu quả xử lý chất hữu cơ.

Nghiên cứu xử lý yếm khí nước rác được thực hiện trên thiết bị UASB (hình 13. 1).


~ 87 ~

Nước thải

vào

Nước

thải ra

Để có thể theo dõi được tốc độ

phân huỷ, thiết bị UASB có các

điểm lấy mẫu khác nhau, tương

ứng với thời gian lưu thuỷ lực

khác nhau.

Tốc độ dâng nước được duy trì

(0,6 - 0,9 m/giờ) thông qua điều

chỉnh tốc độ thể tích của bơm định

lượng. Mật độ vi sinh vật được

duy trì 4 g và 8 g/l. Vi sinh yếm

khí có nguồn gốc từ xử lý nước

thải thuỷ sản, nước giết mổ gia súc

và nước rác (đã được thuần chủng

gần 2 năm, giai đoạn làm quen với

nước rác là 4 tháng).

Nước rác được nghiên cứu là

nước rác lấy trực tiếp từ nguồn

(chân hố chôn lấp) và ở hồ vi sinh

số 1 (Nam Sơn, Hà Nội) vì tại hai

vị trí đó COD còn tương đối cao

hơn so với các vị trí khác. Nước

rác nguồn và hồ 1 được thí nghiệm

không điều chỉnh pH và có điều

chỉnh pH từ nước nguồn.

Hình 13. 1. Sơ đồ cột UASB sử

dụng trong thí nghiệm.

Ngoài ra, để đánh giá hoạt tính của tập đoàn vi sinh và so sánh với khả năng phân huỷ so với

các chất hữu cơ khác thí nghiệm được tiến hành có bổ xung thêm đường với nồng độ 2g/l (

COD là 2000 mgO2/l). Tất cả các thí nghiệm đối với hệ UASB có thời gian lưu thuỷ lực là 8 giờ.

Các thông số phân tích theo dõi quá trình phân huỷ yếm khí gồm: pH, COD, NH4+, axit hữu cơ

bay hơi VFA, độ kiềm, T - P. Mỗi thí nghiệm đều được lặp lại năm lần trong cùng điều kiện.

Kết quả thí nghiệm được ghi lại trong bảng 13. 11, 13. 12,13. 13, 13. 14.

Bảng 13. 11. Xử lý yếm khí: nước rác hồ 1, không điều chỉnh pH, thời gian lưu thủy lực 8 giờ. Sử

dụng đồng thời hai cột yếm khí với nồng độ vi sinh 4 và 8 g/l.

Chỉ tiêu

Số thứ tự thí nghiệm Trung

bình min max

Hiệu

suất,% 1 2 3 4 5

Điểm

lấy mẫu


~ 88 ~

COD

(mgO2/l)

Vào 590 528 581 799 907 670,4 528 907 -

Ra (4 g/l) 581 516 579 770 889 656,7 516 889 2,1

Ra (8 g/l) 569 521 571 759 871 648,4 521 871 3,3

NH3

(mgN/l)

Vào 302,5 402,5 425 320 267 331,9 267 425 -

Ra (4 g/l) 298,5 405,2 419 330 274 331,8 274 419 -

Ra (8 g/l) 297,2 411,8 421 334 271 333,6 271 421 -

VFA

(mg

CH3COOH/l)

Vào 33,7 26,9 22,4 14,5 11,2 20,37 11,2 33,7 -

Ra (4 g/l) 16,8 14,8 11,2 49,4 31,4 22,46 11,2 49,4 -

Ra (8 g/l) 18,2 16,8 11,2 22,4 22,4 17,24 11,2 22,4 -

Kiềm

(mg CaCO3/l)

Vào 2750 2750 2250 2770 2660 2571 2070 2770 -

Ra (4 g/l) 2910 2680 2195 2740 2670 2576 2125 2910 -

Ra (8 g/l) 3030 2795 2215 2735 2665 2598 2050 3030 -

T-P

(mg/l)

Vào 5,04 4,58 5,25 4,66 5,74 5,27 4,6 6,4 -

Ra (4 g/l) 4,23 4,19 4,95 3,86 4,98 4,63 3,9 5,2 12,1

Ra (8 g/l) 4,51 4,32 5,15 3,58 5,02 4,75 3,6 5,8 9,8

pH

Vào 8,43 8,16 7,78 8,57 8,96 8,39 7,8 9,0 -

Ra (4 g/l) 8,26 8,17 7,81 8,45 8,76 8,37 7,8 8,8 -

Ra (8 g/l) 8,15 8,16 7,69 8,5 8,89 8,35 7,7 8,9 -

Số liệu của bảng 13. 11 cho thấy: với nước rác có nồng độ COD từ 528 đến 907 mgO2/l hiệu

quả xử lý rất thấp, chỉ đạt 2 - 3%. Với nước rác ngay từ nguồn thải có độ ô nhiễm cao hơn (COD

từ 1650 - 1906 mgO2/l) với thời gian lưu thuỷ lực là 8 giờ, mật độ vi sinh 8 g/l hiệu quả xử lý

yếm khí cũng đạt chưa tới 4% (bảng 13. 12). Hiệu quả xử lý photpho đạt khá hơn, xấp xỉ 10%.

Bảng 13. 12. Xử lý yếm khí: Nước rác nguồn không điều chỉnh pH, mật độ vi sinh 8 g/l.

Chỉ tiêu

Số thứ tự thí nghiệm Trung

bình

min

max

Hiệu

suất, % 1 2 3 4

COD

(mgO2/l

Vào 1735 1821 1650 1906 1778 1650 1906 -

Ra 1685 1740 1588 1836 1712 1588 1836 3,7

NH3

(mg N/l)

Vào 645 661 622 685 653 622 685 -

Ra 643 658 623 681 651 623 681 -

VFA (mg

CH3COOH/l)

Vào 62,9 44,8 40,5 66,7 53,7 40,5 66,7 -

Ra 22,4 22,4 15,7 29,2 22,4 15,7 29,2 -


~ 89 ~

Kiềm

(mg CaCO3/l)

Vào 5000 4890 4910 4990 4948 4890 5000 -

Ra 4860 4820 4820 4860 4840 4820 4860 -

T-P

(mg/l)

Vào 6,84 7,1 6,75 6,98 6,92 6,75 7,1 -

Ra 5,85 6,91 6,12 5,78 6,17 5,78 6,91 10,8

pH

Vào 8,26 8,23 8,29 8,18 8,24 8,18 8,29

Ra 8,09 8,17 8,16 8,11 8,13 8,09 8,17

Hiệu quả xử lý COD thấp có thể do những nguyên nhân: COD trơ khó phân huỷ, hoạt độ của

vi sinh thấp, vùng pH không thích hợp, ảnh hưởng bất lợi của ion clorua và sunfat trong nước

rác.

Để kiểm tra các yếu tố trên, trước hết thí nghiệm tiến hành với nước rác nguồn có độ ô nhiễm

COD từ 1625 - 1796 mgO2/l, thời gian lưu thuỷ lực là 8 giờ, mật độ sinh khối 8 g/l và điều chỉnh

pH trước khi vào hệ UASB về vùng tối ưu (7,46 - 7,52). Kết quả thu được về hiệu suất xử lý

COD cũng vẫn chỉ đạt được khoảng 4% (bảng 13. 13).

Nhằm kiểm tra hoạt độ vi sinh và tính khó (dễ) sinh huỷ chất hữu cơ trong nước rác, thí

nghiệm được thực hiện trên nền nước rác của hồ 1 và bổ xung thêm 2 g/l đường, tương ứng với

COD 2000 mgO2/l, trong điều kiện không chỉnh pH. Với thời gian lưu thuỷ lực 8giờ, hiệu quả

xử lý COD đạt được 27% và 48% tương ứng với mật độ vi sinh là 4 và 8 g/l. Hiệu suất xử lý

COD là khá tốt, tuy nhiên sẽ đạt cao hơn nếu tăng thêm thời gian lưu thuỷ lực vì giá trị VFA còn

khá cao trong cả hai thiết bị có mật độ vi sinh khác nhau và cao hơn trong cột có mật độ vi sinh

thấp (bảng 13. 14), trong khi hàm lượng VFA trong các thí nghiệm trước đó có giá trị rất thấp

(bảng 13. 11, 13. 12, 13. 13). Điều kiện yếm khí (tính khử ORP) của môi trường trong tất cả các

thí nghiệm đều đảm bảo, đều thấp hơn - 300 mV, điều đó chứng tỏ môi trường không chứa oxy

hoà tan.

Bảng 13. 13. Xử lý yếm khí: Nước rác nguồn có điều chỉnh pH, mật độ vi sinh 8 g/l.

chỉ tiêu

Số thứ tự thí nghiệm trung

bình

min

max

Hiệu

suất, % 1 2 3 4

COD

(mgO2/l)

Vào 1728 1695 1625 1796 1711 1625 1796 -

Ra 1650 1620 1550 1720 1635 1550 1720 4,4

NH3

(mg N/l)

Vào 645 672 629 685 658 629 685 -

Ra 629 685 625 683 656 625 685 -

VFA (mg

CH3COOH/l)

Vào 27,8 22,4 11,8 36,7 24,7 11,8 36,7 -

Ra 22,4 11,2 11,2 22,4 16,8 11,2 22,4 -


~ 90 ~

Kiềm

(mg CaCO3/l)

Vào 4740 4680 4625 4795 4710 4625 4795 -

Ra 4620 4705 4595 4730 4663 4595 4730 -

T-P

(mg/l)

Vào 6,89 7,1 6,85 6,45 6,82 6,45 7,1 -

Ra 6,01 6,87 6,45 5,78 6,28 5,78 6,87 7,9

pH

Vào 7,46 7,52 7,5 7,48 7,49 7,46 7,52 -

Ra 7,51 7,23 7,42 7,31 7,37 7,23 7,51 -

13. 3. 3. 2. Ảnh hưởng của sunfat.

Nước rác thường chứa sunfat và clorua với hàm lượng đáng kể so với nước sinh hoạt, các yếu

tố này có thể tham gia hoặc ảnh hưởng đến quá trình xử lý COD yếm khí.

Bảng 13. 14. Xử lý yếm khí: Nước rác hồ 1 có bổ sung 2g đường /l. Sử dụng hai cột với mật

độ vi sinh 4 và 8 g/l.

Chỉ tiêu

Số thứ tự thí nghiệm

Trung

bình

min

max

Hiệu

suất, % 1 2 3 4

pH

Vào 8,74 9,11 8,34 8,64 8,71 8,34 9,11 -

Ra (4 g/l) 7,66 7,9 7,48 7,6 7,66 7,48 7,9 -

Ra (8 g/l) 7,63 7,65 7,38 7,9 7,64 7,38 7,9 -

Kiềm

(mgCaCO3/l)

Vào 2060 2140 1500 1500 1800 1500 2140 -

Ra (4 g/l) 2080 2120 1640 1590 1858 1590 2120 -

Ra (8 g/l) 2120 2150 1680 1600 1888 1600 2150 -

COD

(mgO2/l)

Vào 3155 3235 2750 2270 2853 2270 3235 -

Ra (4 g/l) 2303 2355 2010 1650 2080 1650 2355 27,1

Ra (8 g/l) 1700 1855 1180 1185 1480 1180 1855 48,1

NH4+

(mgN/l)

Vào 272 207 150 162 198 150 272 -

Ra (4 g/l) 242 183 147 163 184 147 242 -

Ra (8 g/l) 273 208 167 175 206 167 273 -

SO42-

(mgS/l)

Vào 58,7 62,3 81,0 86,0 72,0 58,7 86,0 -

Ra (4 g/l) 29,3 41,3 65,3 64,0 50,0 29,3 65,3 -

Ra (8 g/l) 32,3 28,3 37,7 55,7 38,3 28,3 55,7 -


~ 91 ~

Cl- (mg/l) Vào 1575 1500 1575 1280 1483 1280 1575 -

H2S

(mgS/l)

Ra (4 g/l) 3,5 1,9 7 13,9 6,6 1,9 13,9 -

Ra (8 g/l) 4,25 1,6 14,2 18,3 9,6 1,6 18,3 -

VFA (mg

CH3COOH/l)

Vào 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 -

Ra (4 g/l) 292 314 500 287 348,3 287 500 -

Ra (8 g/l) 146 166 224 157 173,3 146 224 -

ORP

(mV)

Vào 90 98 115 146 112,3 90 146 -

Ra (4 g/l) -349 -350 -350 -320 -342,3 -350 -320 -

Ra (8 g/l) -358 -349 -328 -364 -349,8 -364 -328 -

Đối với quá trình dị hóa do phản ứng hoá học (oxidative catabolism, sinh ra năng lượng) chất

hữu cơ có thể bị oxy hoá với các chất oxy hoá khác nhau: oxy hoà tan (hiếu khí) hoặc với nitrit,

nitrat, sunfat (tuỳ nghi, dị dưỡng). Chất oxy hoá đóng vai trò chất thu nhận điện tử từ chất hữu

cơ, khi nhận, hoá trị của oxy giảm từ 0 tới -2, nitơ trong nitrat từ +5 xuống 0, nitơ trong nitrit từ

+3 xuống 0 (N2) và lưu huỳnh từ +6 (SO42-

) xuống -2 (trong S2-

). Tính theo khối lượng thì cứ 8g

O2, (1/4 mol), 2,8g nitơ trong nitrat (1/5 mol), 4,6g nitơ trong nitrit (1/3 mol) hoặc 4g S trong

sunfat (1/8 mol) sẽ tiếp nhận được 1 mol điện tử từ chất hữu cơ. Vì 1g COD sẽ được oxy hoá bởi

1g oxy tính theo tỉ lượng ( theo định nghĩa ) nên để oxy hoá 1g hợp chất hữu cơ theo COD sẽ hết

0,35g nitơ trong nitrit [21].

Trong quá trình xử lý yếm khí, một phần sunfat đã chuyển hoá thành sunfua (S2-

) với hiệu suất

khá cao (30 - 60%). Suy giảm COD trong quá trình xử lý yếm khí do tác nhân sunfat đóng góp

không nhiều lắm vì cứ giảm được 100g lưu huỳnh trong sunfat (300g sunfat) thì mới giảm được

50g COD, loại có khả năng sinh huỷ. Lượng sunfua hình thành thường thấp hơn nhiều so với

lượng sunfat mất đi (xem các bảng 13. 15, 13. 16, 13. 17, 13. 18, 13. 19), sự hao hụt chủ yếu là

do bay hơi, bị cuốn theo khí metan và dioxit carbon hình thành trong thiết bị yếm khí UASB.

Phản ứng xảy ra khá thuận vì điều kiện thế oxy hoá khử rất thấp ( nhỏ hơn -300mV) và chất hữu

cơ COD dễ sinh huỷ ( đường).

Tiếp tục nghiên cứu ảnh hưởng của nồng độ sunfat lên hiệu quả xử lý COD yếm khí, thí

nghiệm được tiến hành có bổ xung thêm đường (2g/l) và sunfat với các mức nồng độ khác nhau,

nồng độ sunfat cao nhất đạt tới 900mg/l (1g sunfua tương ứng với 3g sunfat). Kết quả nhận được

(bảng 13. 15 - 13. 19) cho thấy hiệu suất khử sunfat có tăng khi nồng độ sunfat ban đầu cao, tuy

vậy sự thay đổi hiệu quả xử lý COD không thay đổi nhiều, lệch nhau không quá 7% (xem hình

13. 2) khi nồng độ sunfat dao động trong khoảng 100 đến 900mg/l. Thực tế, hàm lượng sunfat

cao hơn nước thải sinh hoạt nhiều lần nhưng có lẽ cũng ít có khả năng cao hơn 600mg/l nên có

thể cho rằng sự có mặt của sunfat ảnh hưởng không nhiều đến hiệu quả xử lý COD yếm khí. Tuy


~ 92 ~

vậy, trong xử lý yếm khí xảy ra quá trình khử sunfat thành sunfua với mức độ khá cao. Sự tạo

thành sunfua có lợi ở chỗ sẽ xử lý được hầu hết các kim loại nặng trong nước (nếu có) nhưng nếu

chúng không thoát được ra khỏi hệ thống thì có thể sẽ gây độc đối với vi sinh vật. Điều này cần

lưu ý khi xây dựng hệ thống xử lý yếm khí.

Bảng 13. 15. Ảnh hưởng của sunfat lên hiệu quả xử lý yếm khí không bổ sung

sunfat, mật độ vi sinh 8 g/l.

STT thí nghiệm

1

2

3

4

TBình

min

max

Hiệu

suất

pH

Vào 8,74 9,11 8,49 9,06 8,85 8,49 9,11

Ra 7,63 7,65 7,67 7,95 7,73 7,63 7,95

Kiềm

mgCaCO3/l

Vào 2060 2140 2160 2240 2150 2060 2240

Ra 2120 2150 2050 2250 2143 2050 2250

COD

mgO2/l)

Vào 3155 3235 2510 2800 2925 2510 3235 42,2

Ra 1700 1855 1360 1845 1690 1360 1855

NH4+

(mgN/l)

Vào 272 207 278 287 261 207 287

Ra 273 208 267 250 250 208 273

SO42-

mgS/l)

Vào 58,5 62,3 45,3 51,7 54,4 45,3 62,3

Ra 32,3 28,3 38,3 18,3 29,3 18,3 38,3

Cl- (mg/l) Vào 1575 1500 1550 1675 1575 1500 1675

H2S (mgS/l) Ra 4,3 1,6 16,8 13,0 8,9 1,6 16,8

VFA (mg

CH3COOH/l)

Vào 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4

Ra 146 166 139 128 145 128 166

ORP

(mV)

Vào 90 98 111 62 90 62 111

Ra -358 -349 -348 -347 -351 -358 -347


~ 93 ~

Bảng 13. 16. Ảnh hưởng của sunfat lên hiệu quả xử lý yếm khí (vùng nồng độ

sunfat 243 - 295 mg/l, 1mg SO42-

/l = 3mg S/l), mật độ vi sinh 8 g/l.

STT thí nghiệm 1 2 3 4 5 TB min max H suất

pH

Vào 8,34 8,64 8,74 8,16 9,08 8,59 8,16 9,08

Ra 7,38 7,90 8,41 7,55 7,83 7,81 7,38 8,41

Kiềm

mgCaCO3/l

Vào 1500 1500 2380 2550 2400 2066 1500 2550

Ra 1680 1600 2440 2650 2590 2192 1600 2650

COD

mgO2/l)

Vào 2750 2270 3155 2100 2330 2521 2100 3155 41,3

Ra 1180 1185 2140 1285 1615 1481 1180 2140

NH4+

(mgN/l)

Vào 150 162 340 415 368 287 150 415

Ra 207 175 302 371 391 289 175 391

SO42-

mgS/l)

Vào 81,0 86,0 88,7 93,7 98,3 89,5 81,0 98,3

Ra 37,5 55,7 50,7 61,7 65,0 54,1 37,5 65,0

Cl- (mg/l) Vào 1575 1280 1675 1650 1666 1569 1280 1675

H2S (mgS/l) Ra 14,2 18,3 18,5 36,3 34,8 24,4 14,2 36,3

VFA (mg

CH3COOH/l)

Vào 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4

Ra 224 157 190 162 182 183 157 224

ORP

(mV)

Vào 115 146 56 91 83 98 56 146

Ra -328 -364 -377 -386 -380 -367 -386 -328





~ 94 ~

STT thí nghiệm 1 2 3 4 5 6 TB min max H suất

pH

Vào 8,95 8,82 8,92 8,53 9,08 8,82 8,85 8,53 9,08

Ra 7,83 7,74 7,51 7,7 7,37 7,64 7,63 7,37 7,83

Kiềm

mgCaCO3/l

Vào 2830 1940 1780 2480 1380 2800 2202 1380 2830

Ra 2800 2440 1980 2530 1800 2800 2392 1800 2800

COD

mgO2/l)

Vào 2830 2240 2390 2755 2340 3100 2609 2240 3100 35,3

Ra 1965 1600 1605 1820 1115 2020 1688 1115 2020

NH4+(mgN/l) Vào 426 244 164 337 136 391 283 136 426

SO42-

mgS/l)

Vào 167 133 133 143 133 155 144 133 167

Ra 143 100 127 87 114 112 114 87 143

Cl- (mg/l) Vào 1631 1524 1418 1700 1418 1595 1548 1418 1700

H2S (mgS/l) Ra 20,0 19,8 12,5 - 24,8 19,3 19,3 12,5 24,8

VFA (mg

CH3COOH/l)

Vào 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4

Ra 408 431 336 247 381 345 358 247 431

ORP (mV) Vào 62 132 120 89 118 95 103 62 132

Ra -377 -369 -366 -376 -370 -367 -371 -377 -366





~ 95 ~

STT thí nghiệm 1 2 3 4 TB min max Hiệu suất

pH

Vào 8,76 8,52 8,97 9,03 8,82 8,52 9,03

Ra 7,75 7,46 7,53 7,67 7,60 7,46 7,75

Kiềm

mgCaCO3/l

Vào 2340 2410 2460 2500 2428 2340 2500

Ra 2580 2580 2400 1760 2330 1760 2580

COD

mgO2/l)

Vào 2205 2575 3300 3305 2846 2205 3305 35,3

Ra 1025 1580 2445 2320 1843 1025 2445

NH4+

(mgN/l) Vào 326 390 373 485 394 326 485

SO42-

mgS/l)

Vào 198,3 204,2 228,7 181,7 203,2 181,7 228,7

Ra 134,7 166,7 183,0 161,7 161,5 134,7 183,0

Cl- (mg/l) Vào 1702 1861 1773 1932 1817 1702 1932

H2S (mgS/l) Ra 39,5 29,0 23,0 18,3 27,5 18,3 39,5

VFA (mg

CH3COOH/l)

Vào 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4

Ra 123 202 247 404 244 123 404

ORP

(mV)

Vào 101 77 58 98 84 58 101

Ra -382 -374 -358 -360 -369 -382 -358





~ 96 ~

STT thí nghiệm 1 2 3 4 5 6 TB min max HS

pH

Vào 8,61 9,11 8,63 9,30 9,28 8,90 8,97 8,61 9,30

Ra 7,78 7,66 7,92 8,17 7,71 7,28 7,75 7,28 8,17

Kiềm

mgCaCO3/l

Vào 2140 1990 1850 2200 2150 2050 2063 1850 2200

Ra 2240 2000 1950 2250 2200 2075 2119 1950 2250

COD

mgO2/l)

Vào 2885 2735 2860 2245 2785 2725 2706 2245 2885 40,6

Ra 1580 1640 1770 1240 1755 1660 1608 1240 1770

NH4+

(mgN/l) Vào 301 256 235 210 216 201 237 201 301

SO42-

mgS/l)

Vào 237 293 285 253 265 296 272 237 296

Ra 185 277 253 217 213 253 233 185 277

Cl- (mg/l) Vào 1471 1700 1850 1350 1400 1400 1529 1350 1850

H2S (mgS/l) Ra 25,5 15,5 9,0 32,5 22,8 21,0 21,1 9,0 32,5

VFA (mg

CH3COOH/l)

Vào 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4

Ra 224 258 471 274 397 819 407 224 819

ORP

(mV)

Vào 77 137 112 103 105 108 107 77 137

Ra -374 -162 -149 -340 -336 -302 -277 -374 -149


~ 97 ~

Hình 13. 2. Ảnh hưởng của nồng độ sunfat lên hiệu suất xử lý COD

13. 3. 3. 3. Ảnh hưởng của clorua.

Clorua là tạp chất có nồng độ khá cao trong nước rác, sự có mặt của nó có thể ảnh hưởng tới

hoạt tính của vi sinh vật, chúng không có khả năng chuyển hoá về phương diện hoá học.

Thí nghiệm đánh giá ảnh hưởng của clorua được tiến hành trên nền nước rác, có bổ sung thêm

đường (2g/l) với cột UASB có mật độ vi sinh 4g/l. Với nồng độ clorua ban đầu là khoảng

1500mg/l, nước rác được bổ xung clorua (NaCl ) cho tới nồng độ cao nhất là khoảng 12000mg/l.

Kết quả thí nghiệm được ghi trong các bảng 13. 20 - 13. 24.

Hiệu quả xử lý COD giảm dần khi tăng nồng độ clorua trong nước thải và giảm rất nhanh khi

nồng độ clorua cao hơn 10.000 mg/l (hình 13. 3). Với nồng độ clorua ban đầu có trong nước rác

(1500mg/l) hiệu quả xử lý đạt 27%, giảm dần xuống 23,8%, 18,8% và 7,5% với các nồng độ

clorua tương ứng 4000, 8000, 10.000 và 12.000 mg/l.

Điều kiện của môi trường, ORP < -300mV là yếu tố đảm bảo cho sự hoạt động của vi sinh

yếm khí, suy giảm khả năng xử lý COD vì vậy có thể là do sự ức chế của yếu tố nồng độ clorua

lên hoạt tính vi sinh trong hệ, ví dụ theo cơ chế tăng áp suất thẩm thấu của màng tế bào.

Bảng 13. 20. Ảnh hưởng của Cl- lên hiệu quả xử lý yếm khí, không bổ sung Cl

-, mật độ vi sinh 4

g/l.

STT thí nghiệm 1 2 3 4 TB min max H suất

pH Vào 8,74 9,11 8,34 8,64 8,71 8,34 9,11

0

10

20

30

40

50

0 200 400 600 800 1000

HiÖ

u s

uÊt

xö

lý

CO

D, %

SO4 2-, mg/l


~ 98 ~

Ra 7,66 7,90 7,48 7,60 7,66 7,48 7,90

Kiềm

mgCaCO3/l

Vào 2060 2140 1500 1500 1800 1500 2140

Ra 2080 2120 1640 1590 1858 1590 2120

COD

(mgO2/l)

Vào 3155 3235 2750 2270 2853 2270 3235 27,1

Ra 2303 2355 2010 1650 2080 1650 2355

NH4+(mgN/l) Vào 272 207 150 162 198 150 272

SO42-

mgS/l)

Vào 58,5 62,3 81,0 86,0 72,0 58,5 86,0

Ra 29,3 41,3 65,3 64,0 50,0 29,3 65,3

Cl- (mg/l) Vào 1575 1500 1575 1280 1483 1280 1575

H2S (mgS/l) Ra 3,5 1,9 7,0 13,9 6,6 1,9 13,9

VFA (mg

CH3COOH/l)

Vào 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4

Ra 292 314 500 287 348 287 500

ORP

(mV)

Vào 90 98 111 62 90 62 111

Ra -349 -350 -350 -320 -342 -350 -320

Bảng13. 21. Ảnh hưởng của Cl- lên hiệu quả xử lý yếm khí (vùng nồng độ

Cl- 3175 - 4575), mật độ vi sinh 4 g/l.

STT thí nghiệm 1 2 3 4 5 6 TB min max HS

pH

Vào 8,5 8,77 8,72 8,65 8,15 9,05 8,64 8,15 9,05

Ra 7,26 7,75 7,98 7,48 7,39 7,62 7,58 7,26 7,98


~ 99 ~

Kiềm

mgCaCO3/l

Vào 2260 2440 2500 2490 2520 2400 2435 2260 2520

Ra 2140 2340 2440 2430 2500 2480 2388 2140 2500

COD

mgO2/l)

Vào 3005 3035 2910 3355 2395 2460 2860 2395 3355 23,8

Ra 2230 2300 2220 2610 1975 1740 2179 1740 2610

NH4+

(mgN/l)

Vào 320 317 305 325 351 364 330 305 364

Ra 287 291 334 328 363 381 331 287 381

SO42-

mgS/l)

Vào 77,3 116,7 94,0 140,0 76,7 77,7 97,1 76,7 140,0

Ra 62,0 65,3 56,3 86,0 54,7 43,3 61,3 43,3 86,0

Cl- (mg/l) Vào 3175 4100 4200 4575 3175 3545 3795 3175 4575

H2S (mgS/l) Ra 26,3 19,8 23,5 29,0 27,0 25,1 19,8 29,0

VFA (mg

CH3COOH/l)

Vào 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4

Ra 357 386 325 460 357 377 325 460

ORP

(mV)

Vào 98 81 76 92 73 74 82 73 98

Ra -369 -367 -369 -380 -372 -365 -370 -380 -365

Bảng 13. 22. Ảnh hưởng của Cl- lên hiệu quả xử lý yếm khí (vùng nồng độ

Cl- 7834 - 8933), mật độ vi sinh 4 g/l.


pH

Vào 8,97 8,55 8,78 8,67 8,74 8,55 8,97

Ra 7,60 7,25 7,74 7,57 7,54 7,25 7,74

Kiềm Vào 2140 2500 2880 2800 2580 2140 2880


~ 100 ~

mgCaCO3/l Ra 2500 2480 2780 2840 2650 2480 2840

COD

(mgO2/l)

Vào 3215 3610 3075 2970 3218 2970 3610 18,8

Ra 2510 2895 2540 2505 2613 2505 2895

NH4+

(mgN/l) Vào 292 373 420 392 369 292 420

SO42-

mgS/l)

Vào 297,7 278,3 273,3 267,3 279,2 267,3 297,7

Ra 218,3 223,3 260,0 243,3 236,3 218,3 260,0

Cl- (mg/l) Vào 8189 8933 8650 7834 8402 7834 8933

H2S (mgS/l) Ra 16 30 21,5 18,3 21,4 16 30

VFA (mg

CH3COOH/l)

Vào 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4

Ra 552 621 505 481 540 481 621

ORP

(mV)

Vào 125 70 57 112 91 57 125

Ra -371 -368 -372 -365 -369 -372 -365

Bảng 13. 23. Ảnh hưởng của Cl- lên hiệu quả xử lý yếm khí

(vùng nồng độ Cl- 9.926 - 10.209), mật độ vi sinh 4 g/l.


pH

Vào 8,37 8,71 8,64 8,63 8,588 8,37 8,71

Ra 7,45 7,37 7,27 7,18 7,318 7,18 7,45

Kiềm Vào 2130 2430 1940 2030 2133 1940 2430


~ 101 ~

mgCaCO3/l Ra 2170 2400 2440 2050 2265 2050 2440

COD

mgO2/l)

Vào 3340 3915 2630 2170 3014 2170 3915 16,1

Ra 2780 3315 2165 1850 2528 1850 3315

NH4+

(mgN/l) Vào 298 391 264 249 300,5 249 391

SO42-

Vào 1015 1100 1015 845 993,8 845 1100

mgS/l) Ra 855 820 865 800 835 800 865

Cl- (mg/l) Vào 9926 10103 10209 10068 10077 9926 10209

H2S (mgS/l) Ra 23,3 44,5 43,25 32 35,76 23,3 44,5

VFA (mg

CH3COOH/l)

Vào 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4

Ra 471 759 698 792 680 471 792

ORP

(mV)

Vào 86 48 133 152 104,8 48 152

Ra -362 -363 -367 -359 -363 -367 -359

Bảng 13. 24. Ảnh hưởng của Cl- lên hiệu quả xử lý yếm khí

(vùng nồng độ Cl- 11273 - 12690). Mật độ vi sinh 4 g/l.

STT thí nghiệm 1 2 3 4 5 TBình min max H suất

pH

Vào 8,62 8,82 8,42 9,02 8,47 8,67 8,42 9,02

Ra 7,38 7,29 7,38 7,51 6,95 7,3 6,95 7,51

Kiềm Vào 1960 2500 1875 2225 2050 2122 1875 2500


~ 102 ~

mgCaCO3/l Ra 1980 1760 1900 2150 2100 1978 1760 2150

COD

(mgO2/l)

Vào 2805 3320 2840 2190 2630 2757 2190 3320

Ra 2690 3035 2540 2030 2450 2549 2030 3035 7,5

NH4+

(mgN/l) Vào 236 465 249 210 213 275 210 465

SO42-

mgS/l)

Vào 1065 1230 1155 880 1120 1090 880 1230

Ra 1000 880 1035 795 965 935 795 1035

Cl- (mg/l) Vào 11273 12691 12400 11300 12300 11993 11273 12691

H2S (mgS/l) Ra 9,8 44,3 12,3 23,3 19,5 21,8 9,8 44,3

VFA (mg

CH3COOH/l)

Vào 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4

Ra 471 740 613 931 1185 788 471 1185

ORP

(mV)

Vào 180 121 125 106 107 128 106 180

Ra -358 -369 -316 -344 -341 -346 -369 -316

Hình 13. 3. Ảnh hưởng của

nồng độ clorua lên hiệu suất xử lý COD.

0

10

20

30

0 2000 4000 6000 8000 10000 12000

HiÖ

u s

uÊt

xö l

ý C

OD

, %

Nång ®é Cl-, mg/l


~ 103 ~

Nhận xét về quá trình xử lý yếm khí.

Với những kết quả đã thu được trong quá trình xử lý yếm khí có thể rút ra một số nhận xét

sau:

- Các loại nước rác đã khảo sát đều có nồng độ COD không cao lắm và bản chất của các chất hữu

cơ có độ trơ cao, không phù hợp cho quá trình lên men yếm khí. Với nồng độ COD ban đầu từ

500 -1900mg/l, thời gian lưu thuỷ lực 8 giờ, mật độ sinh khối 8g/l, trong khoảng nhiệt độ 28 -

34oC hiệu quả xử lý chỉ đạt tới khoảng 4%. Với hiệu quả thấp như vậy việc áp dụng công nghệ

xử lý yếm khí sẽ tỏ ra ít thích hợp đối với nước rác. Nguyên nhân bao trùm nhất có lẽ là : trong

điều kiện chôn lấp rác ở nước ta, với nhiệt độ và độ ẩm cao, quá trình phân huỷ yếm khí rác đã

xảy ra rất mãnh liệt và sâu, những thành phần chất hữu cơ có khả năng sinh huỷ đã được phân

huỷ, phần COD còn lại trong nước thải khó bị phân huỷ tiếp trong điều kiện yếm khí. Có lẽ đó

là một đặc trưng riêng rất khác biệt với các vùng có khí hậu lạnh (bắc, tây Âu), nơi thường đưa

ra các số liệu khá cao về COD và có khả năng sinh huỷ yếm khí khả dĩ hơn.

- Trong quá trình xử lý yếm khí, lượng photpho trong nước thải giảm khoảng 10%, chủ yếu là do

tham gia vào cấu tạo tế bào của vi sinh vật và kết tủa. Tuy vậy, sự suy giảm photpho là điều

không có lợi cho phương pháp xử lý vi sinh tiếp theo đó vì trong nước rác tỉ lệ photpho/nitơ

thường là rất thấp, chúng cần được bổ xung thêm khi xử lý hiếu khí hay thiếu khí sau đó.

- So với nước thải sinh hoạt, nồng độ sunfat trong nước rác cao hơn nhiều lần, sự có mặt của

sunfat với nồng độ tới 800 mg/l ít ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý COD, tuy nhiên trong quá

trình xử lý yếm khí chúng bị khử về dạng sunfua, dạng gây độc đối với vi sinh vật nên cần phải

giải phóng chúng ra khỏi hệ.

- Clorua trong nước rác khá cao, có thể tới 2000 mg/l, mặc dù không có sự chuyển hoá nhưng là

yếu tố ức chế quá trình xử lý vi sinh yếm khí, đặc biệt khi nồng độ của nó cao hơn 10.000 mg/l.

Đó là yếu tố cần lưu ý với các bãi chôn lấp rác dễ tiếp xúc với nước biển hoặc nước lợ.

13. 3. 4. Xử lý hiếu khí.

Từ các kết quả phân tích cho thấy yếu tố cần được quan tâm xử lý trong nước rác chính là

thành phần chất hữu cơ (COD) và hợp chất nitơ (chủ yếu là amoni).

Khác với xử lý amoni, xử lý COD (phần có khả năng sinh huỷ) được thực hiện chỉ qua một

bước là tới sản phẩm bền (H2O, CO2) bởi chủng loại vi sinh dị dưỡng có tốc độ phát triển cao do

quá trình oxy hoá chất hữu cơ với oxy hoà tan sản sinh ra nhiều năng lượng.

Xử lý amoni hay hợp chất hữu cơ chứa nitơ (thêm giai đoạn thuỷ phân, xảy ra khá nhanh)

bằng phương pháp vi sinh trải qua nhiều giai đoạn: oxy hoá amoni thành nitrit, nitrat với oxy do

chủng vi sinh Nitrosomonas và Nitrobacter tiến hành nối tiếp nhau. Giai đoạn tiếp theo là khử


~ 104 ~

nitrit và nitrat về dạng khí nitơ do chủng vi sinh tuỳ nghi dị dưỡng. Xử lý hợp chất nitơ so với

COD trong nước thải khó khăn và tốn kém hơn rất nhiều do phải thực hiện qua nhiều giai đoạn

và điều kiện để thực hiện trong từng giai đoạn cũng phức tạp hơn.

Thực hiện oxy hoá chất hữu cơ trong quá trình hiếu khí đòi hỏi các điều kiện: lượng oxy hoà

tan ở mức 2 - 3 g/m3, mật độ vi sinh 2 - 4 g/l, thời gian lưu tế bào thấp hơn 10 ngày, khoảng pH

cho phản ứng rộng, 1 g COD (loại sinh huỷ) tiêu thụ khoảng 1,2 g oxy. Hiệu suất tạo thành sinh

khối khoảng 0,4 g sinh khối/g COD. [21].

Oxy hoá amoni thành nitrit do chủng vi sinh Nitrosomonas thực hiện:

4 NH4+ + 3 O2 2 NO2

- + 2 H2O + 4 H

+ (13-2)

Bước oxy hoá tiếp theo thành nitrat do vi sinh Nitrobacter thực hiện:

2 NO2- + O2 2 NO3

- (13-3)

Điều kiện để duy trì phản ứng (13-2), (13-3) gồm:

- pH tối ưu nằm trong khoảng 7,6 - 8,6.

- 1g NH4+ tiêu thụ hết 7,2 g kiềm HCO3

-.

- Hiệu suất tạo sinh khối tự dưỡng khoảng 0,15 g/g NH4+.

- Do tốc độ phát triển vi sinh tự dưỡng chậm nên thời gian lưu tế bào lớn, thông dụng có thể 30 -

40 ngày (thời gian lưu tế bào tỉ lệ nghịch với hoạt độ của vi sinh vật)

Theo tài liệu, đối với nước thải sinh hoạt, với nồng độ amoni không quá cao (thường là

khoảng 30 mg/l) và với độ kiềm không lớn (150 - 300 mg/l) phản ứng (13. 3) xảy ra với tốc độ

nhanh hơn nhiều so với phản ứng (13. 2), điều đó có nghĩa là nồng độ nitrit trong suốt giai đoạn

phản ứng luôn luôn nhỏ, thường là dưới 0,5 mg/l [22]. Theo một số tài liệu khác [23, 24, 25] thì

trong một số điều kiện nhất định như ít oxy hoà tan, nồng độ amoni ban đầu lớn, độ kiềm cao

hoặc thời gian lưu tế bào thấp (thời gian lưu tế bào bằng thời gian thuỷ lực) thì quá trình oxy hoá

đến trạng thái trung gian là nitrit được ưu tiên hơn, tức là nồng độ nitrit trong nước thải sẽ không

nhỏ. Hiệu ứng này đang được nghiên cứu kỹ và tận dụng để hạ giá thành vận hành hệ thống vì

nếu chỉ oxy hoá đến nitrit thì lượng oxy cần thiết sẽ ít hơn (66% so với oxy hoá đến nitrat), đỡ

tổn thất lượng oxy tiêu hao để oxy hoá chất hữu cơ trong giai đoạn tương ứng với quá trình

chuyển hoá của nitrit thành nitrat. Mặt khác quá trình khử nitrit về khí nitơ cũng thuận lợi hơn về

nhiều phương diện do nitrit lại là hợp chất trung gian của quá trình khử nitrat (xem 8. 1).

Trong một hệ chứa đồng thời cả chất hữu cơ sinh huỷ (COD) và amoni thì sẽ xảy ra cạnh

tranh các yếu tố cùng tham gia vào hai quá trình trên, ví dụ oxy hoà tan. Với các nước thải thông

dụng như nước thải sinh hoạt, ―phần thua‖ nghiêng hẳn về phía loại vi sinh tự dưỡng do mật độ

của chúng thường quá thấp trong tổng sinh khối [16]. Muốn thúc đẩy sự phát triển của loại

nitrifier cần duy trì các điều kiện thích hợp đối với loại này. Không những kém về mật độ mà tốc


~ 105 ~

độ oxy hoá amoni của vi sinh tự dưỡng (lượng amoni oxy hoá được trên một đơn vị thời gian và

sinh khối) nhỏ hơn nhiều so với loại vi sinh dị dưỡng oxy hoá COD (chỉ bằng 40 - 50%), điều đó

có nghĩa là qui mô về thiết bị để oxy hoá amoni sẽ lớn hơn ít nhất là gấp đôi so với quá trình oxy

hoá COD với cùng tải lượng.

Sau quá trình oxy hoá amoni, nitrit, nitrat được tiếp tục khử về dạng khí nitơ do các loại vi

sinh dị dưỡng tuỳ nghi thực hiện, trong giai đoạn này chất hữu cơ được vi sinh vật sử dụng với

vai trò là chất cho điện tử.

Từ các đặc trưng đã thu nhận được của nước rác từ các bãi rác khác nhau về COD, amoni,

tổng nitơ Kjeldahl và từ quá trình nghiên cứu phân huỷ yếm khí cho thấy:

- Tỉ lệ giữa C/N của hầu hết các nước rác đều rất thấp so với tỉ lệ tối ưu cho quá trình phát triển

vi sinh là C/N 20. Trong thành phần carbon, lượng có thể sinh huỷ cũng chiếm phần nhỏ

(bằng chứng là khi xử lý vi sinh yếm khí, hiệu quả chỉ đạt khoảng 3 - 4%). Về thực chất tỉ lệ

C/N sẽ còn nhỏ hơn nhiều trong khi xử lý so với các giá trị rút ra từ kết quả phân tích.

- pH và độ kiềm của nước rác cao, rất phù hợp với quá trình oxy hoá amoni. Lượng kiềm đáp

ứng đầy đủ cho phản ứng mà không cần bổ xung thêm.

- Hàm lượng photpho trong nước rác thấp so với amoni đối với sự phát triển hài hoà của vi sinh

vật.

Từ các nhận xét trên dẫn đến đối tượng và mục tiêu nghiên cứu của quá trình xử lý hiếu khí:

- Đối tượng cần nghiên cứu là quá trình oxy hoá amoni, oxy hoá COD chỉ là yếu tố phụ. Giải

quyết được quá trình oxy hoá amoni thì quá trình oxy hoá COD đã tự động được giải quyết.

- Cố gắng tránh làm mất COD (loại sinh hủy) trong quá trình xử lý hiếu khí mà để dành nó cho

quá trình khử nitrat, nitrit ở giai đoạn sau. Tuy vậy việc mất mát COD trong quá trình xử lý là

khó tránh khỏi vì cả COD lẫn amoni tồn tại đồng thời với nhau.

- Kiểm soát được quá trình oxy hóa chỉ đến trạng thái trung gian là nitrit nhằm tiết kiệm về giá

thành xây dựng hệ thống cũng như vận hành.

- Đánh giá các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình oxy hoá cạnh tranh giữa COD và amoni.

Từ các mục tiêu nêu trên nội dung cần được khảo sát gồm:

- Đánh giá tốc độ oxy hoá amoni dưới sự ảnh hưởng của nồng độ amoni ban đầu, tỉ lệ C/N, độ

kiềm trong nước rác cần xử lý.

- Khả năng kiểm soát tỉ lệ nitrit/nitrat trong cơ cấu sản phẩm hình thành của phản ứng oxy hoá

amoni.

Thí nghiệm oxy hoá amoni được tiến hành theo mẻ với nồng độ amoni ban đầu khác nhau từ

nguồn nước rác với COD có khả năng sinh huỷ nằm trong một khoảng nhất định nhằm đánh giá

ảnh hưởng của nồng độ amoni tại đầu vào. Các thí nghiệm tiếp theo đánh giá ảnh hưởng của quá

trình oxy hoá cạnh tranh giữa amoni với COD có nồng độ amoni và COD khác nhau. Do tỷ lệ

phần trơ của COD trong nước rác khá cao nên tỷ lệ C/N trong các thí nghiệm oxy hoá cạnh tranh


~ 106 ~

được điều chỉnh bằng cách bổ xung thêm đường (1g đường tương ứng với 1,06 g COD có khả

năng sinh huỷ) vào nền nước rác.

Trong các thí nghiệm trên nước rác không cần điều chỉnh pH, độ kiềm. Lượng photpho được

bổ xung khi cần thiết nhằm duy trì sự hoạt động tốt cho vi sinh vật. Chủng loại vi sinh được sử

dụng trong các thí nghiệm được lấy từ trạm xử lý vi sinh, tại Nam Sơn, Sóc Sơn, Hà Nội. Hệ

thống xử lý đã hoạt động được trên hai năm nên có thể cho rằng chúng đã được ―làm quen‖ với

môi trường nước rác. Mật độ ổn định là 3 g/l (VSS = 1,8 g/l).

Tất cả các thí nghiệm đều được tiến hành với nước rác hoặc nền nước rác lấy tại các vị trí

khác nhau của bãi rác Nam Sơn, Hà Nội.

Nhiệt độ trong quá trình xử lý là nhiệt độ phòng nằm trong khoảng 28-30oC

Lượng oxy hoà tan trong các thí nghiệm oxy hoá thông thường được duy trì trong khoảng 3 -

5 g/m3, trong các thí nghiệm nhằm kiểm soát tỷ lệ nitrit/nitrat được điều chỉnh theo mục tiêu của

thí nghiệm.

Các số liệu động học của quá trình oxy hoá amoni (nồng độ amoni theo thời gian) được xử lý

theo phản ứng động học bậc 1, tức là tốc độ phản ứng phụ thuộc tuyến tính với nồng độ amoni

tại thời điểm đó.

kCdt

dC (13-4)

Giả thiết quá trình oxy hoá amoni là phản ứng bậc 1 thật ra là một sự đơn giản hoá nhiều so

với bản chất của hệ phản ứng: trong hệ xảy ra đồng thời phản ứng oxy hoá của amoni và chất

hữu cơ, cả amoni và chất hữu cơ đều phản ứng với tác nhân oxy hoà tan, cả hai phản ứng oxy

hoá trên không trực tiếp (tiếp xúc, va chạm) chuyển hoá mà là một quá trình sinh hoá xảy ra

trong tế bào của vi sinh vật. Tuy vậy quá trình oxy hoá amoni và COD được thực hiện bởi hai

chủng loại vi sinh khác nhau nên có thể coi là chúng độc lập đối với nhau hoặc ít ảnh hưởng trực

tiếp. Tác nhân tham gia vào phản ứng oxy hoá là oxy hoà tan và mật độ vi sinh tự dưỡng có thể

xem là không đổi trong thời gian xảy ra phản ứng nên có thể coi là chúng được chứa trong hằng

số tốc độ phản ứng k. Vì vậy phản ứng oxy hoá amoni được coi là phản ứng giả bậc một và được

xử lý như phản ứng bậc một nhằm đánh giá tốc độ phản ứng thông qua hằng số k.

Để xử lý số liệu thực nghiệm, biểu thức (13-4) được tích phân và viết dưới dạng tường minh:

C = Co. exp(-kt) (13-5)

Trong đó: Co, C là nồng độ amoni ban đầu (t = 0) và tại thời điểm t. Giá trị của k thể hiện tốc

độ của phản ứng, tốc độ lớn ứng với k lớn và ngược lại.

Sau đây là kết quả nghiên cứu thu được từ thực nghiệm:


~ 107 ~

13. 3. 4. 1. Ảnh hưởng của nồng độ amoni ban đầu.

Kết quả thí nghiệm động học oxy hoá amoni được ghi trong bảng 13. 25 và biểu diễn trên

hình 13. 4 với nồng độ amoni ban đầu khác nhau.

Số liệu động học oxy hoá amoni được xử lý theo phương trình (13. 5) và thu được các giá trị

hằng số tốc độ k, hằng số k có các giá trị lần lượt là 0,3525, 0,2111 và 0,1352 tương ứng với

nồng độ amoni ban đầu là 112, 153 và 357 mg NH4-N/l. Hệ số tương quan của phương trình hồi

quy cao nhất (tương hợp tốt) là 0,994 và thấp nhất là 0,955 chứng tỏ các số liệu động học có thể

mô tả (về mặt hình thức) qua phương trình phản ứng bậc 1 như đã giả thiết ở phần trên.

Khi nồng độ amoni tăng thì hằng số tốc độ giảm. So sánh mức độ giảm của hằng số tốc độ

theo chiều hướng tăng nồng độ có thể tiến hành như sau: tính tỉ lệ giữa các nồng độ amoni tại

đầu vào (lấy trị số nhỏ nhất bằng 1) và so sánh với tỉ lệ giữa các hằng số tương ứng (trị số lớn

nhất bằng 1), nhận được mối quan hệ: 1,00 : 1,36 : 3,18 với 1,00 : 0,60 : 0,38. Với nồng độ ban

đầu từ 112 tăng đến 357 mg/l thì hằng số tốc độ giảm từ 100% xuống tới 38%. Quan hệ tỷ lệ

nghịch này tuy không tuyến tính nhưng là mối quan hệ nghịch rất rõ ràng. Mối tương quan ấy có

thể do nguyên nhân sau: xem mật độ vi sinh tự dưỡng là nguồn tiêu thụ thức ăn và amoni là thức

ăn của chúng (tỉ lệ F/M = Food/Microorganism) thì mật độ vi sinh trong các thí nghiệm trên là

không thay đổi, nguồn thức ăn thì thay đổi, tức là tỉ lệ F/M tăng lên ở các thí nghiệm có nồng độ

amoni lớn, nguồn cung cấp thức ăn tăng, nguồn tiêu thụ ổn định nên nguồn thức ăn giảm chậm -

hằng số tốc độ phản ứng nhỏ.

Bảng 13. 25. Sự biến thiên thành phần của nước rác trong bể hiếu khí theo thời gian

Thông số Vào 1h 2h 3h 4h 5h 6h 7h 8h

pH

1 8,3 8,4 8,4 8,4 8,4 8,4 8,3 8,3 8,2

2 8,1 8,1 8,3 8,3 8,2 8,3 8,2 8,2 8,1

3 8,1 8,3 8,3 8,3 8,2 8,3 8,1 8,0 7,9

Kiềm

(mgCaCO3/l)

1 1377 1287 1213 1160 1046 950 903 817 767

2 1810 1723 1650 1613 1517 1407 1323 1227 1083

3 1863 1763 1653 1527 1390 1247 1030 867 700

NH4+

(mgN/l)

1 112 95 73 57 45 29 21 12 5,9

2 153 131 110 92 72 58 47 38 28

3 357 323 295 257 231 204 171 147 118

NO2-

(mgN/l)

1 2,26 4,69 9,62 15,8 23,5 35,9 40,5 43,3 54,3

2 6,9 9,81 14,8 19,8 34,1 36,5 41,6 48,4 62,5


~ 108 ~

3 7,45 13,4 22,8 33,7 52,5 57,5 76,4 97,5 118

NO3-

(mgN/l)

1 1,79 5,17 6,5 10,5 16,8 24,9 32,1 37,2 41,5

2 4,35 5,2 10 12,5 16,4 24,9 31,7 41,9 47,5

3 2,21 4,62 7,1 17,4 24,3 34,3 38,3 49,8 57,5

COD

(mgO2/l)

1 371 343 345 321 307 282 269 249 231

2 506 433 398 383 349 309 293 281 279

3 556 510 504 472 433 403 373 358 325

TKN

(mgN/l)

1 123 - - - - - - - 11

2 168 - - - - - - - 35

3 393 - - - - - - - 125

Hình 13. 4. Sự

biến thiên nồng độ amoni theo thời gian.

Điều này có ý nghĩa thực tiễn khi xây dựng hệ thống xử lý, vì amoni trong nguồn thải ở các

bãi rác khác nhau và ở từng bãi rác tại các thời điểm trong năm biến động lớn, tiêu chuẩn thải là

một trị số cố định nên một hệ thống xử lý ổn định về lưu lượng, thể tích bể xử lý (thời gian lưu

thuỷ lực) ổn định và dĩ nhiên mật độ sinh khối cũng không thể dễ dàng thay đổi sẽ là một hệ

thống không ổn định được về mặt chất lượng nước thải sau xử lý.

Một hệ thống xử lý linh hoạt mới có khả năng ổn định chất lượng khi độ ô nhiễm trong nước

rác dao động lớn. Trong một hệ thống xử lý, có yếu tố chỉ có thể bố trí cố định như thể tích bể

phản ứng, một số yếu tố có thể thay đổi trong chừng mực nhất định (theo bậc) như công suất xử

lý (lưu lượng), lượng khí cấp (oxy) bằng cách bố trí nhiều thiết bị công suất nhỏ có thể chạy song

song. Thay đổi mật độ sinh khối diễn ra rất chậm do hoạt tính của vi sinh tự dưỡng thấp và sẽ

y1 = 144,72e-0,3525x R2 = 0,9554

y2 = 163,76e-0,2111x R2 = 0,9941

y3 = 378,32e-0,1352x R2 = 0,9842

0

100

200

300

400

0 2 4 6 8 10

Nå

ng

®é

am

on

i, m

gN

/l

Thêi gian, giê

amoni ®vµo =112 mgN/l

amoni ®vµo =153 mgN/l

amoni ®vµo =357mgN/l


~ 109 ~

kéo theo nhiều hiện tượng bất lợi như bùn không lắng do vi sinh dạng sợi filamentous phát triển

hoặc bùn nổi trong thời tiết nóng.

Một trong những hệ thống có tính linh hoạt cao có thể đáp ứng được sự dao động về độ ô

nhiễm là kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn, tức là chỉ thay đổi thông số thời gian. Để minh hoạ chúng

ta lấy ví dụ trên để chỉ ra tiện ích của phương pháp này.

Từ biểu thức (13. 5) viết thành:

t = ln(Co/C) / k (13-6)

Để đạt được tiêu chuẩn thải C = 1 mg/l ứng với nồng độ ban đầu Co là 112, 153, 357 mg/l và

k tương ứng là 0,3525, 0,2111, 0,1352 cần thời gian sục khí cho mỗi trường hợp là: 13,5; 23,8;

43,5 giờ. Mặt khác nếu lấy tiêu chuẩn thải của Mỹ là C = 35 mg/l thì thời gian sục khí tương ứng

3,2; 6,9; 17,1 giờ.

Với nồng độ biến động và sử dụng kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn chỉ cần thay đổi thời gian

oxy hoá là đã có thể kiểm soát được chất lượng thải. Nước rác không những biến động về mức

độ ô nhiễm mà còn biến động mạnh về lưu lượng: mùa mưa lượng cần xử lý lớn, mùa khô lưu

lượng thấp và mức độ ô nhiễm thì ngược lại. Đó là hiệu ứng thuận lợi cho qui trình công nghệ xử

lý nước rác với kỹ thuật mẻ kế tiếp [14].

13. 3. 4. 2. Ảnh hưởng của chất hữu cơ - oxy hoá cạnh tranh.

Oxy hoá amoni và COD xảy ra trong cùng điều kiện hiếu khí do hai chủng loại vi sinh vật tự

dưỡng và dị dưỡng thực hiện. Trong từng bãi rác khác nhau hoặc tại từng thời điểm khác nhau tỉ

lệ giữa COD và NH4 là khác nhau và vì vậy chúng ảnh hưởng tới quá trình xử lý.

Khảo sát hiệu quả xử lý và tốc độ oxy hoá amoni trong nước rác với các mẫu có tỉ lệ COD/N

khác nhau nhằm đánh giá quá trình cạnh tranh giữa hai quá trình trên.

Thí nghiệm được tiến hành với nước rác có nồng độ amoni ban đầu là khoảng 300 và 200

mgN/l có bổ xung thêm COD (đường) sao cho tỉ lệ COD/N đạt các giá trị khác nhau. Thí nghiệm

được tiến hành trong điều kiện: thời gian 7 giờ, mật độ sinh khối 3 g/l, nồng độ oxy hòa tan 3 - 5

g/l. Kết quả thí nghiệm được ghi trong bảng 13. 25, 13. 26 và trên các hình 13. 5, 13. 6.

Từ bảng 13. 25, với nồng độ amoni ban đầu khoảng 200 mg/l cho thấy: với thời gian xử lý 7

giờ hiệu quả xử lý amoni đạt 76,8%, 60,8% và 50,5% với tỉ lệ COD/N tương ứng là 3:1, 5:1 và

7:1. Với nồng độ amoni ban đầu là 300 mg/l và với tỉ lệ COD/N là 3:1, 4:1, 5:1 hiệu quả xử lý

amoni tương ứng là 64,4%, 45,4% và 35,6% (bảng 13. 26).

Bảng 13. 25. Biến thiên thành phần nước rác theo thời gian khi nồng độ amoni xấp xỉ 200 mgN/l

(ĐV = đầu vào)


~ 110 ~

COD/N Thời

gian (h)

pH Kiềm

(mgAkl/l)

NH4+

(mgN/l)

NO2-

(mgN/l)

NO3-

(mgN/l)

TKN

(mgN/l)

COD

(mgO2/l)

3:1

ĐV 8,3 1595 203 1,4 1,9 214 622

1 8,3 1455 177 6,3 5,5 - 578

2 8,4 1320 159 12,9 9,8 - 556

3 8,5 1150 126 17,1 14,8 - 547

4 8,5 995 105 26,5 21,4 - 531

5 8,5 860 83 33,9 29,3 - 510

6 8,6 700 61 42,6 35,9 - 497

7 8,6 580 47 54,5 44,8 137 486

Hiệu suất (%) 76,8 21,9

5:1

ĐV 8,1 1575 204 1,8 1,9 319 1032

1 8,1 1495 184 3,8 3,4 - 915

2 8,2 1385 163 7,0 6,6 - 838

3 8,2 1270 145 12,4 12,0 - 760

4 8,2 1140 127 20,2 18,6 - 689

5 8,3 1026 109 26,4 24,9 - 640

6 8,3 905 95 33,2 32,1 - 604

7 8,4 805 80 43,2 39,6 164 576

Hiệu suất (%) 60,8 44,2

7:1

ĐV 8,1 1580 196 2,4 2,5 207 1387

1 8,1 1510 186 4,3 4,2 - 1250

2 8,2 1430 174 7,3 7,6 - 1122

3 8,2 1330 156 11,5 11,0 - 994

4 8,2 1235 141 17,2 14,7 - 875

5 8,2 1130 127 22,6 18,7 - 736

6 8,3 1025 113 27,5 21,1 - 670

7 8,3 895 97 36,7 27,3 171 602

Hiệu suất (%) 50,5 56,6


~ 111 ~

a

y = 224.99e-0.2107x

R2 = 0.9793

y = 210.81e-0.1333x

R2 = 0.9948

y = 207.01e-0.1016x

R2 = 0.9853

0

50

100

150

200

250

0 2 4 6 8

Thêi gian (h)

Nå

ng

®é

am

on

i (m

gN

/l)

COD/N=3:1

COD/N=5:1

COD/N=7:1

Hình 13. 5. Ảnh hưởng của COD lên oxy hoá amoni.

y = 318.6e-0.1452x

R2 = 0.9805

y = 315.06e-0.0848x

R2 = 0.9689

y = 306.8e-0.0626x

R2 = 0.9843

0

50

100

150

200

250

300

350

0 2 4 6 8

COD/N=3:1

COD/N=4:1

COD/N=5:1

Hình 13. 6. Biến thiên nồng độ amoni theo thời gian với các tỉ lệ COD/N

Thời gian, (h)

Nồng đ

ộ a

moni

(mg N

/l)


~ 112 ~

Bảng 13. 26. Biến thiên thành phần nước rác theo thời gian khi nồng độ amoni khoảng 300

mgN/l. (ĐV = đầu vào).

COD/N Thời

gian (h)

pH Kiềm

(mgAkl/l)

NH4+

(mgN/l)

NO2-

(mgN/l)

NO3-

(mgN/l)

TKN

(mgN/l)

COD

(mgO2/l)

3:1

ĐV 8,4 2120 298 0,9 1,1 312 901

1 8,4 1995 273 8,9 4,4 - 837

2 8,5 1820 245 15,1 9,0 - 757

3 8,5 1675 215 21,4 14,8 - 653

4 8,5 1530 187 29,2 21,9 - 576

5 8,6 1370 159 34,4 28,3 - 544

6 8,6 1225 135 38,9 33,8 - 536

7 8,6 1110 106 46,9 40 207 518

Hiệu suất (%) 64,4 42,5

4:1

ĐV 8,5 2115 302 0,9 1,3 306 1260

1 8,6 2050 285 1,8 2,6 - 1172

2 8,6 1980 268 3,7 4,5 - 1020

3 8,6 1915 255 9,5 7,6 - 875

4 8,6 1820 236 16,9 11,8 - 736

5 8,7 1720 210 24,4 16,3 - 676

6 8,7 1630 188 31,1 21,2 - 608

7 8,7 1530 165 37,8 26,9 232 554

Hiệu suất (%) 45,4 56,0

5:1

ĐV 8,5 2120 296 0,5 1,4 301 1590

1 8,6 2075 288 3,4 3,9 - 1365

2 8,6 2010 275 8,1 5,7 - 1135

3 8,6 1955 259 12,3 8,6 - 975

4 8,7 1870 241 17,1 12,7 - 860

5 8,7 1785 227 21,4 14,8 - 775

6 8,7 1695 212 25,2 17,2 - 655

7 8,8 1610 192 29,8 19,9 243 602

Hiệu suất (%) 35.6 62,1


~ 113 ~

Rõ ràng là khi nồng độ amoni và tỉ lệ COD/N tăng thì hiệu quả xử lý amoni giảm rất rõ rệt

ngay cả trong điều kiện oxy hoà tan dư thừa (3-5 mg/l). Từ đường động học (hình 13. 5, 13. 6)

tính ra được hằng số tốc độ phản ứng k (h-1

):

- Với nồng độ amoni ban đầu là 200 mg/l thu được các giá trị của k là 0,2107, 0,1333, 0,1016

tương ứng với tỉ lệ COD/N là 3/1, 5/1 và 7/1.

- Với nồng độ amoni ban đầu là 300 mg/l thu được các giá trị của k là 0,145, 0,0901, 0,0624

tương ứng với tỉ lệ COD/N là 3/1, 4/1 và 5/1.

Về nguyên tắc hai quá trình oxy hoá amoni và COD xảy ra độc lập với nhau, trong trường hợp

lượng oxy được thoả mãn cho cả hai phản ứng trên thì chúng sẽ ít phụ thuộc vào nhau. Tuy nhiên

nồng độ oxy đo được là lượng tan trong môi trường nước, không phải là lượng oxy trực tiếp

tham gia phản ứng. Vi sinh vật trong hệ tồn tại ở trạng thái huyền phù, tức là một tập hợp hạt có

kích thước xác định (cỡ mm). Vi sinh vật tự dưỡng hay dị dưỡng ở phía ngoài của hạt nhận được

nhiều oxy hơn ở phía trong do tốc độ khuyếch tán của oxy trong các hạt huyền phù có giới hạn

mà số lượng vi sinh vật nằm ở mặt ngoài của hạt huyền phù chỉ chiếm phần nhỏ so với trong cả

hạt (Hiện tượng phân huỷ thiếu khí thường quan sát thấy trong quá trình hiếu khí có cùng nguyên

nhân như trên). So với oxy thì cả COD lẫn amoni có dòng khuếch tán lớn hơn nhiều do có nồng

độ (sự chênh lệch) lớn hơn. Vì lý do đó có thể cho rằng về thực chất sự suy giảm hiệu quả xử lý

amoni khi tỉ lệ COD/N tăng là do sự cạnh tranh oxy trong lòng hạt huyền phù, nơi tập trung các

loại vi sinh. Sự suy giảm này chắc sẽ giảm đi nếu tiếp tục tăng nồng độ oxy hoà tan, tức là làm

tăng dòng khuyếch tán, tuy vậy biện pháp này chỉ mang lại kết quả hạn chế do khuếch tán trong

hạt thường rất chậm và việc tăng oxy hoà tan dẫn tới chi phí vận hành cao [26].

13. 3. 4. 3.Khả năng oxy hoá chất hữu cơ.

Nhìn chung quá trình oxy hoá COD thuận lợi hơn so với oxy hoá amoni, tất nhiên là đối với

COD có khả năng sinh huỷ, do vi sinh dị dưỡng có tốc độ phát triển cao, năng lượng do phản

ứng sinh hoá tạo ra lớn và lượng oxy cần thiết thấp (trên cùng một đơn vị, ví dụ g). Xử lý COD

không những có thể thực hiện thông qua xử lý hiếu khí mà còn xử lý được qua quá trình yếm khí

và thiếu khí. Trong quá trình xử lý thiếu khí cần một lượng chất hữu cơ nhất định để khử nitrat

và nitrit. Để khử được một đơn vị nitơ cần khoảng 3 đơn vị COD; theo tỉ lệ đó thì lượng COD

trong nước rác sẽ không đủ để khử nitrit, nitrat, vì vậy trong quá trình xử lý cần hạn chế sự hao

hụt COD, điều luôn xảy ra trong tất cả các công đoạn xử lý của một hệ thống xử lý nước thải.

Cũng giống như tốc độ oxy hoá amoni, oxy hoá COD có tốc độ chậm dần theo thời gian và

lượng COD dư (khó phân huỷ) khá cao (200- 300mg/l, xem bảng 13. 25). Tốc độ oxy hoá COD,

ngoài phụ thuộc vào các yếu tố thông dụng: mật độ sinh khối, lượng oxy hoà tan, nhiệt độ như


~ 114 ~

trong các loại nước thải thông dụng khác thì trong nước rác nó còn phụ thuộc vào nồng độ amoni

trong nước thải. Thí nghiệm xác nhận yếu tố trên được thực hiện với nước rác có tỉ lệ COD/N

khác nhau (COD bổ sung thêm thuộc loại dễ phân huỷ). Kết quả thí nghiệm trong các bảng 13.

25,13. 26 và các hình 13. 7,13. 8 cho thấy: với nồng độ amoni ban đầu khoảng 200mg/l và tỉ lệ

COD/N là 3/1, 5/1, 7/1 thì hiệu quả xử lý COD tăng từ 21,9% tới 44,2% và 56,6%. Tương tự như

vậy với nồng độ amoni ban đầu là 300mg/l (bảng 13. 26) và tỉ lệ COD/N là 3/1, 4/1, 5/1 hiệu quả

xử lý COD tương ứng là 42,5, 56,0 và 62,1%.

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

0 2 4 6 8

Thêi gian (h)

Nång ®

é C

OD

(m

gO

2/l

)

COD/N=3:1

COD/N=5:1

COD/N=7:1

Hình 13. 7. Sự thay đổi

COD của nước rác theo thời gian khi nồng độ amoni khoảng 200 mg/l

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

0 2 4 6 8

Thêi gian (h)

Nång ®

é C

OD

(m

gO

2/l)

COD/N=3:1

COD/N=4:1

COD/N=5:1

Hình 13. 8. Sự thay đổi

COD theo thời gian khi nồng độ amoni đầu vào xấp xỉ 300 mg/l.


~ 115 ~

Tốc độ oxy hoá COD (hình 13. 7, 13. 8) thể hiện ở độ dốc của đường động học cũng cho thấy

có xu hướng chậm dần theo thời gian và tốc độ cao ở các thí nghiệm có tỉ lệ COD/N lớn.

Nguyên nhân của hiện tượng trên có thể cũng giống như trong trường hợp của oxy hoá cạnh

tranh giữa amoni và COD, tức là cạnh tranh oxy ở trong hạt huyền phù do dòng khuếch tán của

oxy từ nước vào lòng hạt có giới hạn.

Hiệu ứng cạnh tranh này về phương diện oxy hoá thì bất lợi nhưng lại thuận lợi cho quá trình

khử nitrat vì trong nước rác tỉ lệ COD/N thường rất thấp, nguồn chất hữu cơ cho quá trình khử

nitrat thiếu và vì vậy có thể ―tiết kiệm‖ được một phần giá thành vận hành.

13. 3. 4. 4. Sự hình thành nitrit và nitrat.

Oxy hoá amoni trong điều kiện hiếu khí trải qua hai giai đoạn kế tiếp nhau: đến hợp chất

trung gian là nitrit và tiếp theo tới nitrat do hai chủng loại vi sinh khác nhau là Nitrosomonas và

Nitrobacter thực hiện. Khi thực hiện quá trình khử nitrat thì nitrit cũng lại là hợp chất trung gian

của quá trình chuyển hoá nitrat về khí nitơ.

Oxy hoá amoni về phương diện hoá học xảy ra theo hai giai đoạn kế tiếp nhau:

NH4+ + 1,5 O2 NO2

- + H2O + 2 H

+ (13-7)

NO2- + 0,5 O2 NO3

- (13-8)

Để oxy hoá amoni (nguyên tố nitơ có hoá trị -3) thành nitrit (hoá trị của nitơ là +3) thì mỗi

nguyên tử nitơ cần nhường tới 6 điện tử và thành nitrat (nitơ hoá trị +5) thì phải nhường tới 8

điện tử. Sử dụng oxy phân tử (O2) làm chất nhận điện tử thì lượng oxy cần thiết tương ứng là

3,4g và 4,6 g O2 cho 1 g amoni (tính theo N) để oxy hoá tới nitrit và nitrat.

Nitrat chưa phải là hợp chất cuối cùng (bền trong môi trường) trong quá trình xử lý, nó cần

được tiếp tục chuyển hoá về dạng khí nitơ (N2, hoá trị 0). Quá trình chuyển hoá nitrat về dạng

khí nitơ là quá trình khử nitrat (chuyển nitơ hoá trị +5 về hoá trị không), tức là nó cần nhận điện

tử (nitrat trong trường hợp này đóng vai trò chất oxy hoá) từ một chất khử nào đó (chất cho điện

tử). Sử dụng chất hữu cơ (COD) làm chất khử cho nitrat tương ứng với quá trình xử lý vi sinh

thiếu khí (môi trường không có oxy), quá trình khử nitrat xảy ra theo nhiều giai đoạn kế tiếp

nhau, trong đó hoá trị của nitơ giảm dần từ 5 3 2 1 và về 0.

NO3- NO2

- NO N2O N2 (13-9)

Lượng chất hữu cơ sử dụng cho các bước khử trên tương ứng với mức giảm hoá trị (+5 0)

của hợp chất nitơ hoá trị dương. Nitrit là hợp chất trung gian của cả hai quá trình oxy hoá và khử

vì vậy nếu bước oxy hoá mà dừng lại ở sản phẩm nitrit và bước khử xuất phát từ nitrit thì sẽ tiết


~ 116 ~

kiệm được oxy và chất hữu cơ (chất hữu cơ trong nước rác có khả năng sinh huỷ, BOD, rất

nghèo, phải bổ xung từ nguồn ngoài vào, ví dụ sử dụng methanol, ethanol, đường...).

Nếu chỉ oxy hoá đến nitrit thì năng lượng cấp khí chỉ bằng khoảng 75% so với oxy hoá đến

nitrat và nếu tiến hành khử nitrit về khí nitơ thì lượng chất hữu cơ cần cho phản ứng chỉ bằng

60% so với khử nitrat về khí nitơ [24].

Vì các lý do nêu trên, nếu tiến hành oxy hoá amoni chỉ tới nitrit và khử nitrit về khí nitơ sẽ

giảm được giá thành vận hành. Một số công trình nghiên cứu hiện đang được tiến hành để tận

dụng hiệu ứng trên [27, 28, 29, 30, 31].

Điều kiện thuận lợi cho sự hình thành đến nitrit gồm:

- Thiếu oxy cũng như nồng độ amoni cao [23].

- Độ kiềm lớn trong nước thải do quá trình oxy hoá đến nitrit tiêu hao kiềm mạnh, quá trình oxy

hoá nitrit đến nitrat không tiêu hao kiềm [32].

- Duy trì thời gian lưu tế bào thấp trong khâu vận hành [24].

Khác với nước thải sinh hoạt đã được nghiên cứu kỹ trong nhiều năm qua, trong đó lượng

amoni và lượng kiềm không cao nên việc hình thành nitrat thuận lợi hơn, vì thế hàm lượng nitrit

trong nước thải trong suốt quá trình xử lý luôn thấp [22].

Tuy nhiên có thể sử dụng điều kiện thời gian lưu tế bào thấp để hạn chế quá trình oxy hoá đến

nitrat như trong SHARON- process (Single reactor system for High activity Amonia Removal

Over Nitrit). Kỹ thuật SHARON được xem là công nghệ có giá vận hành thấp do không tạo bùn

của các quá trình hoá học, lượng bùn sinh học thấp, đỡ tốn năng lượng và chất hữu cơ (đặc bệt

đối với nguồn nước thải nghèo COD như trong nước rác). Nước rác có độ kiềm và hàm lượng

nitơ cao, COD thấp là đối tượng có thể xử lý thông qua hợp chất trung gian là nitrit.

Nghiên cứu tiếp theo nhằm mục đích kiểm soát sự hình thành nitrit và nitrat (tỉ lệ giữa chúng)

phụ thuộc vào các thông số: oxy, độ kiềm, pH trong khi thực hiện quá trình xử lý.

Thí nghiệm được tiến hành với mẫu nước rác Nam Sơn, Sóc Sơn, Hà Nội, sử dụng kỹ thuật

mẻ kế tiếp gián đoạn, thể tích thiết bị phản ứng hữu hiệu là 3 lit, mật độ vi sinh 3 g/l, thời gian

phản ứng cho tất cả các thí nghiệm là 7 giờ.

Ảnh hưởng của nồng độ oxy.

Thí nghiệm đánh giá ảnh hưởng của nồng độ oxy lên khả năng hình thành nitrit và nitrat được

tiến hành với điều kiện: nồng độ amoni là 200 mg/l, độ kiềm 1800 mg/l tính theo CaCO3, nồng

độ COD có sẵn trong nước rác là 356 mg/l (chủ yếu trơ ít bị phân huỷ). Nồng độ oxy khảo sát là

1, 2 và 4 mg/l.

Kết quả khảo sát về mức độ phân huỷ amoni, COD, độ kiềm, sự hình thành nitrit, nitrat và tỉ

lệ của chúng được trình bày trong bảng 13. 27 và hình 13. 9.


~ 117 ~

Bảng 13. 27: Diễn biến xử lý amoni trong điều kiện các nồng độ oxy khác nhau.

DO = 1mg/l

pH Kiềm NH3-N NO2-N NO3-N COD NO2/NO3

Đvào 8,0 1800 201 0,53 0,25 356 2,1

1h 8,0 1740 194 2,9 0,8 - 3,6

2h 7,9 1650 185 4,5 1,5 - 3,0

3h 7,9 1580 178 5,8 2,4 - 2,4

4h 7,9 1500 167 7,4 3,4 - 2,2

5h 7,8 1440 159 8,7 4,7 - 1,9

6h 7,8 1400 151 10,2 5,6 - 1,8

7h 7,8 1360 146 10,8 6,3 341 1,7

DO = 2mg/l


Đvào 8,2 1800 201 0,53 0,25 356 2,1

1h 8,2 1680 184 9,8 4 - 2,5

2h 8,2 1520 161 23,7 10,2 - 2,3

3h 8,1 1410 139 34,6 16,8 - 2,1

4h 8,1 1280 114 47,5 25,1 - 1,9

5h 8,0 1200 93 57,3 34,2 - 1,7

6h 8,0 1050 79 62,7 39,2 - 1,6

7h 7,9 950 65 67,4 44,2 312 1,5

DO = 4mg/l


Đvào 8,2 1800 201 0,53 0,25 356 2,1

1h 8,2 1660 181 11,7 4,8 - 2,4

2h 8,2 1500 162 23,9 10,4 - 2,3

3h 8,1 1320 136 37,2 19,9 - 1,9

4h 8,1 1020 105 51,9 31,5 - 1,6

5h 8,0 900 79 60,2 44,4 - 1,4

6h 7,9 740 64 65,6 56,8 - 1,2


~ 118 ~

7h 7,9 580 51 69,5 64,6 311 1,1

Hình 13. 9. Sự biến thiên

NH4+, NO2

-, NO3

- theo thời gian với các DO khác nhau.

Hình 13. 10. Sự biến thiên tỉ

lệ NO2-/NO3

- theo thời gian với các DO khác nhau.

Từ kết quả của bảng 13. 27 và hình 13. 9 cho phép nhận xét:

Trong điều kiện nồng độ oxy thấp, khả năng oxy hoá amoni thấp, tăng dần và chậm lại khi

nồng độ oxy tiếp tục tăng, tức là tốc độ oxy hoá amoni có tính chất tiệm cận khi tăng hàm lượng

oxy. Cụ thể trong điều kiện nồng độ oxy là 1, 2, 4 mg/l, trong thời gian 7 giờ, hiệu quả oxy hoá

amoni đạt được tương ứng là 37%, 68% và 75%.

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

0 1 2 3 4 5 6 7

NH

4+, N

O2

- , N

O3

- , m

g N

/l

Thêi gian, giê

NH4, DO=1 NO2, DO=1

NO3, DO=1 NH4, DO=2

NO2, DO=2 NO3, DO=2

NH4, DO=4 NO2, DO=4

NO3, DO=4

1

1.5

2

2.5

3

3.5

4

0 1 2 3 4 5 6 7

TØ

lÖ N

O2- /N

O3-

Thêi gian, giê

NO2/NO3, DO=1

NO2/NO3, DO=2

NO2/NO3, DO=4


~ 119 ~

Mức độ oxy hoá chất hữu cơ rất thấp: 5 đến 10% khi tăng nồng độ oxy từ 1 lên 4 mg/l. Hiệu

quả xử lý COD tại nồng độ oxy hòa tan 2 và 4 mg/l không khác nhau.

Tăng nồng độ oxy tạo thuận lợi cho quá trình oxy hoá amoni là điều không cần bàn cãi, tuy

nhiên nếu duy trì nồng độ cao sẽ đồng nghĩa với giá thành vận hành cao mà mức độ xử lý tăng

không đáng kể.

Nồng độ oxy cũng tác động lên sự hình thành nitrit, nitrat và tỷ lệ giữa chúng.

Sau thời gian phản ứng 7 giờ, cả nitrit và nitrat đều tăng trong điều kiện nồng độ oxy khác

nhau. Tỷ lệ nitrit/nitrat là 1,7; 1,5 và 1,1 tương ứng với điều kiện nồng độ oxy 1, 2 và 4 mg/l.

Trong điều kiện nồng độ oxy cao, tỷ lệ nitrit/nitrat nhỏ, điều này không chỉ đúng với thời điểm

kết thúc thí nghiệm (7 giờ) mà còn đúng với mọi thời điểm trong quá trình xử lý.

Trong thời gian phản ứng, giá trị tỷ lệ nitrit/nitrat đạt giá trị cực đại, thời điểm xuất hiện điểm

(vùng) cực trị phụ thuộc vào tốc độ phản ứng thành phần của quá trình tổng thể.

Một điều đáng chú ý khác là sự suy giảm nitơ tổng trong quá trình xử lý hiếu khí. Với giả

thiết là amoni ít bị bốc hơi do quá trình sục khí (tại pH 8, amoni tồn tại chủ yếu ở dạng tích

điện dương - dạng không bay hơi).

Mức độ suy giảm được đánh giá thông qua hiệu số của tổng nitơ ban đầu (NH4+, NO2

-, NO3

-)

và ở cuối thí nghiệm.

Mức độ suy giảm nitơ tổng trong điều kiện nồng độ oxy khác nhau cũng khác nhau: nồng độ

oxy thấp thì mức suy giảm cao và ngược lại. Cụ thể tại nồng độ oxy 1, 2 và 4 mg/l mức độ suy

giảm tương ứng là 36,7; 25,2; 16,7 mg/l.

Sự suy giảm nitơ tổng nêu trên có thể do nguyên nhân của quá trình khử nitrat, nitrit xảy ra

trong tập hợp vi sinh trong điều kiện thiếu khí. Môi trường ít oxy thúc đẩy quá trình khử.

Ảnh hưởng của nồng độ amoni.

Thí nghiệm được tiến hành với các thông số: nồng độ oxy 2 mg/l, nồng độ amoni ban đầu dao

động trong khoảng 100 đến 300 mg/l. Kết quả thí nghiệm được trình bày trong bảng 13. 28 và

hình 13. 11.

Bảng 13. 28: Diễn biến xử lý amoni với các nồng độ khác nhau.

NH4+ = 100 mg N/l:


Vào 8,0 1100 102 0,47 0,5 237 0,9

1h 8,0 980 85 11,4 4,1 - 2,8


~ 120 ~

2h 7,9 860 68 22,5 9,7 - 2,3

3h 7,9 752 51 30,2 16,8 - 1,8

4h 7,8 678 47,5 35,5 21,5 - 1,7

5h 7,8 583 32,1 40,2 29,2 - 1,4

6h 7,8 498 19 45,3 35,9 - 1,3

7h 7,8 400 5 49,4 44,5 211 1,1

NH4+ = 200 mg N/l:


Vào 8,2 1610 197 0,47 0,5 334 0,9

1h 8,2 1520 179 11 3,9 - 2,8

2h 8,1 1360 158 22,6 9,5 - 2,4

3h 8,1 1200 135 33,8 18,2 - 1,9

4h 8,2 1040 112 44,5 28 - 1,6

5h 8,1 880 93 52,7 37,5 - 1,4

6h 8,0 800 73 59,8 46,9 - 1,3

7h 8,0 710 56 65,5 55,7 302 1,2

NH4+ = 300 mg N/l:


Vào 8,2 2540 289 0,47 0,5 442 0,9

1h 8,2 2440 274 9,6 3,2 - 3,0

2h 8,2 2300 253 21,5 9,1 - 2,4

3h 8,1 2220 227 34,7 17,5 - 2,0

4h 8,1 2000 205 46,7 25,2 - 1,9

5h 8,0 1980 187 54,9 31 - 1,8

6h 8,0 1840 168 63,1 40,6 - 1,6


~ 121 ~

7h 8,0 1720 151 67,8 48,7 415 1,4

Hình 13. 11. Sự biến thiên NH4+, NO2

-, NO3

- theo thời gian với các NH4

+ đầu vào khác nhau.

Hiệu suất xử lý amoni đạt 95%, 72% và 48% tương ứng với nồng độ ban đầu là 102, 197 và

289 mg/l sau thời gian 7 giờ. Hiệu suất xử lý giảm đáng kể khi nồng độ amoni tăng là do ―nguồn

cung‖ tăng trong khi ―nguồn tiêu thụ‖ không thay đổi. Mặt khác nồng độ amoni cao cũng được

xem là yếu tố kìm hãm vi sinh tự dưỡng về mặt hoạt tính [30].

Trong điều kiện thí nghiệm trên, nồng độ của nitrit hình thành luôn cao hơn nồng độ nitrat,

nhìn chung tỉ lệ nitrit/nitrat cao khi nồng độ amoni ban đầu lớn. Điểm cực đại thường xuất hiện

khá sớm và giảm dần theo thời gian xử lý.

Mức độ suy giảm nitơ tổng cũng xảy ra, mức giảm cụ thể là 4,0; 20,8 và 22,5 mg/l tương ứng

với nồng độ amoni ban đầu là 102, 197 và 289 mg/l. Sự suy giảm nitơ tổng tăng lên khi nồng độ

amoni ban đầu lớn rất có thể là do điều kiện thiếu oxy trầm trọng hơn trong các tập hợp vi sinh,

các loại vi sinh dị dưỡng oxy hoá amoni mạnh hơn ở phía bên ngoài của tập hợp hạt.

Ảnh hưởng của độ kiềm.

0

50

100

150

200

250

300

0 1 2 3 4 5 6 7

NH

4+,

NO

2- , N

O3

- , m

g N

/l

Thêi gian, giê

NH4+, NH4+= 100 mg N/l NO2-,NH4+ = 100 mg N/l

NO3-, NH4+ = 100 mg N/l NH4+, NH4+ = 200 mg N/l

NO2-, NH4+ = 200 mg N/l NO3-, NH4+ = 200 mg N/l

NH4+, NH4+ = 300 mg N/l NO2-, NH4+ = 300 mg N/l

NO3-, NH4+ = 300 mg N/l

.


~ 122 ~

Nhằm đánh giá ảnh hưởng của độ kiềm lên khả năng hình thành nitrit và nitrat, thí nghiệm

được tiến hành với các điều kiện: nồng độ oxy 2 mg/l, nồng độ amoni ban đầu 212 mg/l, tỉ lệ

giữa độ kiềm/amoni nằm trong khoảng từ 4 đến 10. Kết quả thí nghiệm được trình bày trong

bảng 13. 29 và hình 13. 12.

Bảng 13. 29: Diễn biến quá trình với các nồng độ kiềm khác nhau.

Tỉ lệ độ kiềm/amoni bằng 4/1:


Vào 8,2 910 212 0,43 0,22 222 2,0

1h 8,2 800 197 8,8 3,2 - 2,8

2h 8,1 710 185 15,8 5,1 - 3,1

3h 8,1 620 171 22,6 9,3 - 2,4

4h 8,0 540 158 26,5 13,2 - 2,0

5h 8,0 480 149 29,5 16,8 - 1,8

6h 7,9 420 141 31,7 21,2 - 1,5

7h 7,9 360 135 32,8 26,5 205 1,2

Tỉ lệ độ kiềm/amoni là 7/1:


Vào 8,2 1500 212 0,43 0,22 222 2,0

1h 8,2 1380 197 9,1 3,2 - 2,8

2h 8,2 1200 176 19,3 8,2 - 2,4

3h 8,1 1040 152 29,6 16,8 - 1,8

4h 8,1 880 132 37,4 25,3 - 1,5

5h 8,0 780 109 47,2 35,4 - 1,3

6h 8,0 600 91 54,1 42,8 - 1,3

7h 8,0 460 74 60,3 50,6 202 1,2

Tỉ lệ độ kiềm/ amoni là 10/1:


Vào 8,2 2020 212 0,43 0,22 222 2,0


~ 123 ~

1h 8,2 1920 197 10,2 4,6 - 2,2

2h 8,2 1760 175 21,7 11,2 - 1,9

3h 8,1 1620 151 32,9 20,1 - 1,6

4h 8,1 1420 134 40,6 28,6 - 1,4

5h 8,0 1240 112 49,2 35,7 - 1,4

6h 8,0 1100 93 56,5 41,9 - 1,3

7h 8,0 980 78 63,2 48,7 198 1,3

Hiệu quả xử lý amoni trong thời gian 7 giờ trong điều kiện tỉ lệ kiềm/amoni là 4, 7 và 10 đạt

36%, 65% và 63%. Về mặt lý thuyết thì lượng kiềm tiêu hao là khoảng 7,2 g kiềm/1g amoni, với

điều kiện thí nghiệm trên, theo đó là thiếu, vừa đủ và dư thừa. Mức độ tiêu hao kiềm trong các

thí nghiệm trên là 7,14; 7,53 và 7,76 mg kiềm/mg amoni. Số liệu trên xấp xỉ giá trị tính theo lý

thuyết.

Tuy nhiên, sau thời gian xử lý 7 giờ nồng độ amoni vẫn còn khá cao, lượng kiềm dư còn lại

cũng khá lớn, tức là lượng kiềm vẫn còn đủ đáp ứng cho quá trình xử lý, vậy tại sao hiệu quả xử

lý chỉ đạt chưa tới 60% so với hiệu quả trong điều kiện đủ và dư kiềm.

0

25

50

75

100

125

150

175

200

225

0 1 2 3 4 5 6 7

NH

4+,

NO

2- , N

O3

- , m

g N

/l

Thêi gian, giê

NH4+, kiÒm/NH4+=4/1

NO2-, kiÒm/NH4+=4/1

NO3-, kiÒm/NH4+=4/1

NH4+, kiÒm/NH4+ =7/1

NO2-, kiÒm/NH4+ =7/1

NO3-, kiÒm/NH4+ =7/1

NH4+, kiÒm/NH4+ = 10/1

NO2-, kiÒm/NH4+ = 10/1

NO3-, kiÒm/NH4+ = 10/1


~ 124 ~

Hình 13. 12. Sự biến thiên NH4+, NO2

-, NO3

- theo thời gian với các tỉ lệ độ kiềm/NH4

+ đầu vào

khác nhau.

Mặt khác khi kiềm dư, hiệu quả xử lý amoni cũng không cao hơn so với trường hợp chỉ đủ

kiềm.

Kiềm (bicarbonat) đóng hai vai trò trong quá trình oxy hoá amoni: cung cấp carbon cho tổng

hợp tế bào và trung hoà lượng axit sinh ra từ phản ứng oxy hoá thành nitrit. Trong thời gian phản

ứng (7 giờ) nhu cầu về kiềm cho tổng hợp tế bào là rất ít, vậy vai trò chính của kiềm là trung hoà

axit. Tác động không thuận lợi của độ kiềm thấp lên hiệu quả oxy hoá amoni còn là một vấn đề

cần được làm sáng tỏ.

Nhận xét.

Để thuận lợi cho quá trình khử nitrat trong giai đoạn xử lý thiếu khí đối với nước rác, việc

khống chế phản ứng sao cho sản phẩm hình thành chỉ đến dạng nitrit là tốt nhất. Mục đích của

điều khiển quá trình trên là tiết kiệm năng lượng (cấp oxy) cho giai đoạn oxy hoá và chất hữu cơ

cho cả giai đoạn oxy hoá và khử nitrat. Giải pháp đó càng có ý nghĩa đối với nước rác: nước rất

nghèo chất hữu cơ so với hợp chất nitơ.

Để khống chế tỉ lệ nitrat/nitrit, tác động của các yếu tố oxy hoà tan, nồng độ amoni ban đầu và

độ kiềm được khảo sát. Kết quả thu được cho thấy:

- Nồng độ oxy thấp tạo điều kiện hình thành nitrit và kéo theo là tốc độ và hiệu suất oxy hoá

amoni thấp.

- Cũng do điều kiện oxy thấp quá trình khử nitrit, nitrat xảy ra thuận lợi hơn nên sự suy giảm nitơ

tổng lớn hơn.

- Nồng độ amoni ban đầu ảnh hưởng đến tỉ lệ nitrit/nitrat hình thành: nồng độ amoniac cao thúc

đẩy sự hình thành nitrit mạnh hơn so với nitrat trong cùng điều kiện khác và mức độ suy giảm

nitơ tổng lớn hơn.

- Hiệu quả và tốc độ xử lý amoni thấp trong điều kiện nồng độ amoni cao do tỉ lệ giữa nguồn tiêu

thụ (vi sinh) và lượng thức ăn (amoni) thấp và rất có thể amoni chính là yếu tố đầu độc vi sinh

tự dưỡng.

- Độ kiềm thấp kìm hãm đáng kể tốc độ oxy hoá amoni, tuy vậy tăng độ kiềm cao hơn mức nhu

cầu cần thiết không thúc đẩy tốc độ phản ứng.

- Tỷ lệ nitrit/nitrat không bị tác động nhiều bởi nồng độ kiềm. Mức độ suy giảm nitơ tổng trong

mối tương quan với độ kiềm cũng không rõ ràng.

13. 3. 5. Xử lý thiếu khí.


~ 125 ~

Trong quá trình xử lý hiếu khí (oxy hoá) các thành phần hữu cơ sinh huỷ chuyển hoá thành

hợp chất bền như H2O và CO2 cùng một phần chuyển hoá thành tế bào vi sinh vật.

Hợp chất nitơ, phần lớn nằm dưới dạng amoni (hình thành từ quá trình thuỷ phân hợp chất

nitơ với tốc độ khá nhanh) được vi sinh vật sử dụng một phần nhỏ (không quá 10 mg/l) để xây

dựng tế bào và chủ yếu chuyển hoá thành nitrit và nitrat. Tỷ lệ nitrit/nitrat được quyết định bởi

điều kiện phân huỷ hiếu khí và bản chất của nước thải. Với nồng độ amoni ban đầu cao như

trong nước rác, nitrit chiếm một tỉ lệ cao trong cơ cấu sản phẩm sau quá trình xử lý hiếu khí. Hợp

chất nitơ ở dạng oxy hoá (nitơ có hoá trị dương) chưa phải là dạng bền trong môi trường, vì thế

chúng cần được xử lý tiếp về trạng thái nitơ dạng khí có hoá trị không, N2, là dạng bền, không

độc với môi trường.

Quá trình chuyển hoá hợp chất nitơ từ hoá trị dương (NO3-, NO2

-, NO, N2O tương ứng với

hoá trị +5, +3, +2 và +1) về hoá trị không (N2) về bản chất hoá học là quá trình khử (giảm hoá trị

từ dương về không), trong đó các hợp chất nitơ hoá trị dương đóng vai trò chất oxy hoá (nhận

điện tử). Để có thể khử các hợp chất nitơ cần phải có các chất có khả năng cho điện tử. Các chất

có khả năng cho điện tử (chất khử) có khá nhiều: chất hữu cơ, sunfua hydro,... hoặc các chất vô

cơ có hoá trị thấp như Fe2+

, Mn2+

..., tuy nhiên thông dụng và thuận lợi nhất là các chất hữu cơ.

Trong hệ xử lý tồn tại chất hữu cơ (chất khử, cho điện tử) và chất nhận điện tử (hợp chất nitơ hoá

trị dương), chỉ xảy ra phản ứng oxy hoá khử nếu trong đó không có oxy (chất oxy hoá - nhận

điện tử) vì oxy dễ phản ứng với chất hữu cơ hơn so với phản ứng của chất hữu cơ với hợp chất

nitơ hoá trị dương, do năng lượng oxy hoá giữa chất hữu cơ với oxy cao hơn. Vì vậy điều kiện để

khử hợp chất nitơ hoá trị dương với chất hữu cơ là môi trường không có oxy - môi trường thiếu

khí (anoxic).

Môi trường thiếu khí có thể quan sát thông qua nồng độ oxy hoặc thế oxy hoá khử (ORP -

oxidation - reduction potential), trong môi trường thiếu oxy giá trị ORP thấp.

Đặc trưng quan trọng nhất về phương diện hoá học là quá trình khử xảy ra theo giai đoạn nối

tiếp nhau, từ hoá trị cao (của N) xuống thấp dần và đạt tới giá trị cuối cùng là không:

NO3- NO2

- NO N2O N2

(13-10)

Quá trình trên ngược với quá trình oxy hoá amoni trong xử lý hiếu khí là tăng dần hoá trị từ

amoni (-3) đến nitrit (+3) và đến nitrat (+5).

Trong giai đoạn oxy hoá amoni, nếu chỉ oxy hoá đến nitrit thì lượng oxy chỉ cần 75% so với

oxy hoá đến nitrat. Thêm vào đó, khi cấp thêm 25% oxy cho oxy hoá nitrit thành nitrat, lượng

oxy cũng mất thêm cho quá trình oxy hoá chất hữu cơ xảy ra đồng thời trong xử lý hiếu khí.

Nước rác nhìn chung chứa rất ít hợp chất hữu cơ dễ sinh huỷ được đặc trưng bởi hàm lượng

axit hữu cơ dễ bay hơi VFA hay độ oxy hoá trong môi trường kiềm.


~ 126 ~

Để khử 1g nitrat cần một lượng chất hữu cơ từ 3 - 10 g tính theo COD [22], và khử 1 g nitrit

cần khoảng 60% chất hữu cơ so với khử nitrat.

Nguồn chất hữu cơ sử dụng để khử nitrat, nitrit từ : bổ xung từ nguồn ngoài như methanol,

ethanol, đường, từ chất hữu cơ sẵn có trong nguồn nước thải và từ chất hữu cơ sinh ra trong quá

trình phân huỷ nội sinh của vi sinh vật (già, yếu).

Bổ xung chất hữu cơ từ ngoài vào tạo điều kiện thuận lợi cho kiểm soát, tự động hoá quá trình

xử lý thiếu khí, tuy vậy nó làm tăng giá thành xử lý. Chất hữu cơ được đưa vào hệ xử lý sau giai

đoạn xử lý hiếu khí (khử nitrat sau - postdenitrification).

Sử dụng chất hữu cơ từ nguồn nước thải có lợi thế là tiết kiệm (hoặc tiết kiệm một phần) giá

thành vận hành (do chất hữu cơ). Ngoài ra, do lượng chất hữu cơ đã được sử dụng để khử nitrat,

nên đồng thời cũng sẽ tiết kiệm được lượng oxy để oxy hóa chính lượng chất hữu cơ đó trong xử

lý hiếu khí. Về mặt kỹ thuật vận hành hệ thống, giai đoạn (đơn vị công nghệ) xử lý thiếu khí

được ghép trước giai đoạn xử lý hiếu khí (khử nitrat trước - predenitrification), một lượng nước

và bùn (vi sinh vật) được tuần hoàn (quay vòng) với lưu lượng rất lớn (có thể tới 400% công suất

xử lý) từ hệ xử lý hiếu khí về hệ xử lý thiếu khí, hệ xử lý thiếu khí còn phải nhận thêm lưu lượng

nước thải từ nguồn tương ứng với công suất của hệ thống xử lý.

Kiểm soát vận hành đối với hệ thống xử lý nối tiếp thiếu khí- hiếu khí phức tạp hơn hệ thống

trước, đặc biệt khi lượng chất hữu cơ của nước nguồn không đủ đáp ứng cho quá trình khử nitrat

hoặc sự dao động về mức độ ô nhiễm lớn như trong trường hợp nước rác.

Phân hủy nội sinh thực chất là sự phân hủy tế bào vi sinh vật, trong khi phân hủy có hình

thành một loạt các chất hữu cơ, các chất hữu cơ này lại đóng vai trò của cơ chất như trong nguồn

nước thải tức là lại tham gia vào tổng hợp tế bào và các phản ứng sinh hóa trong hệ. Phân hủy

nội sinh xảy ra trong tất cả các điều kiện: yếm khí, thiếu khí và hiếu khí. Tốc độ phân hủy nội

sinh phụ thuộc vào mật độ vi sinh, nhiệt độ và điều kiện môi trường (trong điều kiện hiếu khí tốc

độ phân hủy nhanh hơn so với các điều kiện kia). Các chất hữu cơ hình thành qua phân hủy nội

sinh được các loại vi sinh tự dưỡng sử dụng để khử nitrat.

Quá trình thiếu khí xảy ra đồng thời với quá trình hiếu khí. Trong kỹ thuật xử lý dạng huyền

phù (vi sinh vật phân bố đều trong toàn bộ thể tích), vi sinh vật co cụm (keo tụ) lại thành các tập

hợp hạt có kích thước nhất định (cỡ mm). Phía ngoài hạt có nồng độ oxy cao hơn (xử lý hiếu khí)

so với bên trong hạt do tốc độ khuyếch tán oxy trong hạt có giới hạn và liên tục bị tiêu thụ do các

phản ứng sinh hóa dọc theo chiều khuyếch tán từ ngoài vào. Vì lý do đó nên trong lòng hạt (tập

hợp vi sinh) thường có ít oxy tạo nên điều kiện thiếu khí và vì vậy xảy ra quá trình khử nitrat.

Trong kỹ thuật màng vi sinh - vi sinh vật tập trung bám trên các vật mang, ta cũng có hình

ảnh tương tự: lớp màng có độ dày nhất định nên phía ngoài sẽ có nhiều oxy hơn so với phía bên

trong của màng.


~ 127 ~

Do những đặc thù nêu trên, nghiên cứu khử nitrat tập trung vào việc đánh giá khả năng khử

nitrat và nitrit riêng biệt với mục tiêu rút ra được những yếu tố thiết kế và vận hành đối với hệ

thống xử lý nước rác.

Thí nghiệm khử nitrat được tiến hành theo phương pháp mẻ kế tiếp giai đoạn (SBR), thể tích

hữu hiệu của thiết bị là 3 l, mật độ vi sinh 3g/l (giống vi sinh được lấy từ hệ thống xử lý nước rác

tại Nam Sơn, Sóc Sơn, Hà Nội). Thiết bị phản ứng được khuấy trộn tạo điều kiện tiếp xúc giữa vi

sinh và các chất tham gia phản ứng.

Thí nghiệm khử nitrat được tiến hành như sau: Nguồn nước rác sử dụng là nước lấy từ hồ số

2 tại bãi rác Nam Sơn, Sóc Sơn, Hà Nội. Trước khi thí nghiệm, nước rác được làm trong với chất

keo tụ PAC và polyme.

Thí nghiệm khử nitrat: Nước rác từ hồ số 2 sau keo tụ được sục khí để chuyển toàn bộ hợp

chất nitơ (amoni) về dạng nitrat (không còn nitrit). Sau đó bổ xung đường (chất hữu cơ) để tiến

hành khử nitrat.

Thí nghiệm khử nitrit: Nước rác sau khi khử hết amoni (hiếu khí) và nitrat (thiếu khí) được bổ

xung nitrit và đường để tiến hành khử nitrit.

Diễn biến của quá trình khử nitrat, nitrit được đánh giá thông qua các thông số pH, độ kiềm,

COD, ORP, nitrit, nitrat và tổng của nitrat, nitrit (NOx). Nồng độ của các hợp chất nitơ được

đánh giá trên cùng đơn vị là N.

Khử nitrat.

Kết quả đánh giá khử nitrat được ghi lại trong bảng 13. 30 và thể hiện trong hình 13. 13, 13.

14. (Số liệu ghi trong bảng là số liệu trung bình của nhiều lần thí nghiệm - với các nồng độ ban

đầu của nitrat, nitrit khác nhau nằm trong một khoảng nào đó).

Bảng 13. 30: Sự biến thiên của các thông số trong quá trình khử nitrat NO3-.

Khoảng nồng

độ NO3- thí

nghiệm

Thời

gian thí

nghiệm

pH Kiềm

mgCaCO3/l

N-NO2-

mgN/l

N-NO3-

mgN/l

N-NOx

mgN/l

COD

mgO2/l

ORP

mV

80 - 100

mgN/l

Đầu vào 9,23 783 1,10 90,6 91,7 2578 207

1 giờ 8,65 830 35,1 41,0 76,1 2302 203

2 giờ 8,43 913 55,0 14,8 69,8 2008 189

3 giờ 8,43 993 40,6 10,3 50,9 1713 175

4 giờ 8,35 1090 9,90 5,20 15,1 1545 166


~ 128 ~

5 giờ 8,41 1120 0,10 0,70 0,80 1372 154

170 - 180

mgN/l

Đầu vào 9,20 680 0,60 179,0 179,6 2310 212

1 giờ 8,46 838 28,3 146,1 174,4 1740 154

2 giờ 8,46 890 37,8 95,2 133,0 1555 153

3 giờ 8,22 963 42,0 52,6 94,6 1350 158

4 giờ 8,09 1098 53,9 30,9 84,8 1055 165

5 giờ 8,26 1185 45,0 14,2 59,2 695 193

6 giờ 8,31 1248 10,1 1,10 11,2 446 134

7 giờ 8,32 1265 0,30 0,20 0,50 330 115

Từ điều kiện thí nghiệm và kết quả của bảng 13. 30 cho thấy, lượng chất hữu cơ (đường) được

duy trì ở mức độ dư thừa để nó không phải là yếu tố ảnh hưởng đến tốc độ và hiệu quả xử lý

nitrat. Lượng chất hữu cơ tiêu hao cho phản ứng khử nitrat là 13,3 và 11,1 g COD/g NO3- tính

theo N đối với trường hợp cho vùng nồng độ thấp và cao hơn.

Hình 13. 13. Quá trình khử nitrat ở nồng độ 80 - 100 mg N/l

0

20

40

60

80

100

120

140

0 1 2 3 4 5

Nång ®

é

Thêi gian, giê

N-NO2- mgN/l

N-NO3- mgN/l

N-NOx mgN/l

COD/20 mgO2/l


~ 129 ~

Hình 13. 14. Quá trình khử nitrat ở nồng độ 170 - 180 mg N/l.

Ngược lại với quá trình oxy hóa, trong đó kiềm bị tiêu hao với mức độ 7,2 g/g nitrat, kiềm

được sinh ra (trả lại) một phần từ quá trình khử nitrat với mức xấp xỉ 40% của lượng kiềm tiêu

hao, tức là khoảng 4,3 g kiềm/g nitrat bị khử. Số liệu từ bảng 13. 30 cho thấy lượng kiềm sinh ra

từ quá trình khử nằm trong khoảng 3,2 đến 3,7 g kiềm/g nitrat bị khử.

Khác với biến động về giá trị nitrat và tổng của nitrat, nitrit (NOx) trong thời gian phản ứng là

giảm liên tục, nồng độ nitrit (ban đầu xấp xỉ bằng không) tăng dần trước khi giảm theo thời gian

và đạt cực trị tại một thời điểm nào đó (hình 13. 13, 13. 14). Sự hình thành nitrit với điểm cực

đại chứng tỏ cơ chế khử của nitrat có giai đoạn (sản phẩm) trung gian là sự hình thành nitrit.

Nitrit được hình thành từ nitrat và bị mất đi do phản ứng tiếp theo tạo thành các hợp chất nitơ có

hóa trị thấp hơn +3 (NO, N2O, N2). Do hai phản ứng trái chiều nhau (sinh ra và mất đi) nên nồng

độ nitrit đạt tới một giá trị cực đại tại một thời điểm nào đó. Thời điểm đạt tới cực đại càng ngắn

khi phản ứng sinh ra nó càng nhanh so với phản ứng mà nó đóng vai trò là nguyên liệu (bị tiêu

thụ). Từ hình 13. 13, 13. 14 và bảng 13. 30 cho thấy: thời điểm đạt cực đại của vùng nồng độ

nitrit sớm hơn ở vùng nồng độ nitrat ban đầu thấp: sau khoảng 2 giờ khi nồng độ nitrat nằm trong

khoảng 80 - 100 mg N/l và sau 4 - 5 giờ cho khoảng nồng độ nitrat ban đầu 170 - 180 mg N/l. Từ

kết quả trên cũng cho phép nhận định: tỷ lệ tốc độ hình thành và tiêu hao nitrit cao hơn ở vùng

nồng độ nitrat ban đầu thấp so với vùng nồng độ nitrat ban đầu cao.

Sau khi đạt giá trị cực đại, nồng độ nitrit (và cả nitrat) giảm đều và khá nhanh, tức là trở về

trạng thái ổn định của cả hai phản ứng.

Tốc độ khử nitrat, nitrit (NOx) trung bình trong vùng nồng độ thấp nhỏ hơn so với tốc độ

trong vùng nồng độ cao: đạt 18,34 mg N/(l.h) trong vùng nồng độ ban đầu là 91,7 mg N/l so với

25,65 mg N/(l.h) trong vùng nồng độ ban đầu là 179,6 mg N/l. Điều này phù hợp với qui luật

0

50

100

150

200

250

0 1 2 3 4 5 6 7

Nång ®

é

Thêi gian, giê

N-NO2- mgN/l

N-NO3- mgN/l

N-NOx mgN/l

COD/10 mgO2/l


~ 130 ~

phản ứng là tốc độ chậm dần theo thời gian phản ứng. Trong giai đoạn đầu của phản ứng, mức

độ suy giảm NOx chủ yếu do quá trình khử nitrat về nitrit, trong giai đoạn sau là do khử nitrit về

các hợp chất có hóa trị thấp hơn.

Khử nitrit.

Kết quả thí nghiệm khử nitrit ở vùng nồng độ thấp (70 - 80 mg N/l) và trong vùng cao (170 -

180 mg N/l) được trình bày trong bảng 13. 31 và hình 13. 15, 13. 16. Số liệu trong bảng là giá trị

trung bình của nhiều thí nghiệm lặp lại (không dưới 3 thí nghiệm).

Lượng kiềm sinh ra trong quá trình khử nitrit nằm trong khoảng 3,2 - 3,3 g/g N. Giá trị này

không khác với trường hợp khử nitrat do quá trình sinh ra kiềm là bước khử nitrit.

Bảng 13. 31: Sự biến thiên của các thông số trong quá trình khử nitrit NO2-.

Khoảng nồng

độ NO2- thí

nghiệm

Thời

gian thí

nghiệm

pH Kiềm

mgCaCO3/l

N-NO2-

mgN/l

N-NO3-

mgN/l

N-NOx

mgN/l

COD

mgO2/l

ORP

mV

70 - 80

mgN/l

Đầu vào 8,26 785 74,3 3,20 77,5 1305 141

1 giờ 8,31 970 38,8 1,28 40,8 1100 81

2 giờ 8,39 1020 6,26 0,64 6,9 714 115

3 giờ 8,21 1040 0,40 0,20 0,6 648 34

170 - 180

mgN/l

Đầu vào 8,52 940 174,6 7,64 182,2 3263 133

1 giờ 8,56 1225 138,6 6,12 144,7 2949 113

2 giờ 8,72 1333 96,7 4,70 101,4 2735 117

3 giờ 8,87 1425 51,5 2,44 54,0 2528 118

4 giờ 9,00 1485 13,4 1,30 14,7 2204 90

5 giờ 8,73 1520 0,4 0,70 1,1 2019 97


~ 131 ~

Hình 13. 15. Quá trình khử nitrit ở nồng độ 70 - 80 mgN/l.

Lượng chất hữu cơ (COD) tiêu hao cho phản ứng khử trong cả hai vùng nồng độ là từ 6,84

đến 8,54 g/g so với quá trình khử nitrat là 11,1 - 11,3 g/g, tức là quá trình khử nitrit cần một

lượng chất hữu cơ bằng 61,9 và 64,2% so với lượng dùng để khử nitrat (tính theo lý thuyết là

60%).

Hình 13. 16. Quá trình khử nitrit ở nồng độ 170 - 180 mg N/l.

Số liệu thu được cũng cho thấy chất hữu cơ có nguồn gốc từ phân huỷ nội sinh chưa đóng góp

được cho quá trình khử, có lẽ do chất hữu cơ bổ xung vào (đường) có tính sinh huỷ cao, dễ tham

gia phản ứng và trong điều kiện thiếu khí quá trình phân huỷ nội sinh xảy ra chậm.

Khác với trường hợp khử đi từ nitrat, nồng độ nitrit giảm đều theo thời gian trong suốt quá

trình phản ứng. So sánh tốc độ khử của nitrit và nitrat thông qua NOx cho thấy: Tốc độ khử nitrit

trong vùng nồng độ thấp đạt 25,8 mg N/(l.h), trong vùng nồng độ cao đạt 36,4 mg N/l, nhanh

0

20

40

60

80

100

120

140

0 1 2 3 4

Nå

ng

®é

Thêi gian, giê

N-NO2- mgN/l

N-NO3- mgN/l

N-NOx mgN/l

COD/10 mgO2/l

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

0 1 2 3 4 5 6

Nå

ng

®é

Thêi gian, giê

N-NO2- mgN/l

N-NO3- mgN/l

N-NOx mgN/l

COD/20 mgO2/l


~ 132 ~

hơn quá trình khử từ nitrat khoảng 40%. Tương tự như trường hợp khử nitrat, tốc độ khử trung

bình đối với nitrit ở vùng nồng độ thấp chậm hơn.

Nhận xét:

Do đặc trưng của nước rác, quá trình xử lý hiếu khí tạo ra nitrit với hàm lượng cao, nên quá

trình khảo sát xử lý thiếu khí tập trung vào phản ứng khử nitrit và nitrat riêng lẻ nhằm tìm ra các

điều kiện hợp lý.

So sánh khử nitrit và nitrat trong cùng các điều kiện thí nghiệm cho thấy:

- Lượng chất hữu cơ cần thiết để khử nitrit chỉ bằng khoảng 61% so với lượng cần cho khử nitrat.

- Lượng kiềm sinh ra trong quá trình khử nitrat và nitrit là ngang nhau.

- Tốc độ khử nitrit nhanh hơn khoảng 40% so với tốc độ khử nitrat trong cùng điều kiện.

- Tốc độ khử nitrat và nitrit chậm dần khi nồng độ của chúng giảm.

- Trong điều kiện thiếu khí và các điều kiện của thí nghiệm vai trò của chất hữu cơ do quá trình

phân huỷ nội sinh chưa thể hiện rõ.

13. 4. Xử lý hợp chất nitơ bằng kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn.

13. 4. 1. Xử lý hợp chất nitơ không bổ xung chất hữu cơ.

Từ các đặc trưng của nước rác và các kết quả nghiên cứu thu được từ các quá trình đơn lẻ

(oxy hoá, keo tụ, yếm khí, thiếu khí, hiếu khí) kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn được chọn để thực

hiện quá trình xử lý nitơ dạng tổ hợp của nitrat hoá (oxy hoá amoni) và khử nitrat, thực hiện kế

tiếp các bước hiếu khí và thiếu khí trong cùng một thiết bị phản ứng.

Trong xử lý hiếu khí, ngoài các thông số ảnh hưởng thông dụng như độ kiềm, DO, hàm lượng

amoni ban đầu, mật độ vi sinh, sự có mặt của chất hữu cơ cũng có tác động đến tiến trình phản

ứng do oxy hoá cạnh tranh.

Khử nitrat xảy ra theo các bước kế tiếp nhau mà các sản phẩm của hợp chất nitơ biến đổi từ

hoá trị +5 xuống 0. Nguồn chất hữu cơ cho phản ứng khử có thể lấy từ nguồn nước thải, từ phân

huỷ nội sinh hoặc được đưa chủ động từ ngoài vào.

Do đặc trưng của nước rác, lượng nitrit hình thành trong quá trình xử lý hiếu khí luôn cao hơn

nitrat, vì vậy quá trình khử nitrit sẽ thuận lợi hơn về phương diện tiết kiệm oxy và chất hữu cơ.

Thí nghiệm khử hợp chất nitơ bằng kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn được thực hiện trong bình

có thể tích hữu hiệu là 3 lit, được gắn máy sục khí và thiết bị khuấy trộn. Nước rác có tỉ lệ

COD/N khác nhau được lấy từ các vị trí khác nhau trong các hồ chứa nước rác của bãi rác Nam

Sơn, Sóc Sơn, Hà Nội. Do sự biến động rất mạnh của nước rác về mức độ ô nhiễm nên số lần thí


~ 133 ~

nghiệm đối với từng tỉ lệ COD/N là từ 5 - 8 lần. Các số liệu nhận được vì vậy là số liệu trung

bình của các lần thí nghiệm. Tỉ lệ COD/N của ba mẫu nước rác được khảo sát là 2,5; 3,0 và 5,6.

Mật độ sinh khối trong các thí nghiệm là 3 g/l. Nồng độ oxy được duy trì trong khoảng 2 - 3

mg/l trong giai đoạn hiếu khí và nhỏ hơn 0,3 mg/l trong giai đoạn thiếu khí.

Các thông số theo dõi quá trình gồm: pH, độ kiềm, amoni, nitrit, nitrat, nitơ Kjeldahl và COD.

Thí nghiệm được tiến hành theo hai phương thức vận hành: tỉ lệ thời gian sục khí/khuấy trộn,

tương ứng với điều kiện hiếu khí/thiếu khí và với các tỉ lệ COD/N khác nhau được ghi trong

bảng 13. 32, 13. 33.

Bảng 13. 32. Sự thay đổi thành phần nước thải trong điều kiện hiếu khí/ thiếu khí theo thời gian

(2:1).

Tỉ lệ

COD/ N

Thời

gian

(giờ)

pH Kiềm

(mg

CaCO3/l)

N-NH3

(mgN/l)

N-NO2-

(mgN/l)

N-NO3-

(mgN/l)

TKN*

(mgN/l)

TN

(mgN/l)

COD

(mg

O2/l)

COD/ N

= 2,5

0 8,2 2149 208 0,87 2,43 229 211 523

2 8,5 1988 173 9,95 10,3 - 193 492

3 8,5 1972 171 5,76 6,35 - 183 429

5 8,5 1734 140 15,9 15,1 - 171 413

6 8,5 1728 139 8,58 10,1 - 157 392

8 8,5 1544 112 19,5 17,8 121 149 371

H suất 46% 47% 29% 29%

COD/ N

= 3,0

0 8,3 2432 270 0,55 0,78 297 271 813

2 8,7 2224 223 5,62 4,14 - 233 462

3 8,7 2200 214 3,18 2,51 - 220 444

5 8,9 2096 191 7,33 4,74 - 203 406

6 8,9 2096 187 4,53 3,04 - 195 402

8 8,9 1965 161 9,78 5,11 177 176 377

H suất 40,4% 40,5% 35% 53,6%

COD/ N

= 5,6

0 8,2 2010 192 2,26 1,21 212 196 1073

2 8,4 1840 149 12,1 4,78 - 166 607

3 8,4 1847 144 6,27 2,84 - 153 529

5 8,4 1588 96 28,3 17,3 - 142 506

6 8,4 1593 94 16,9 10,9 - 122 476

8 8,3 1220 25 57,2 29,7 32 112 454

H suất 86,9% 84,9% 42,9% 57,7%


~ 134 ~

Bảng 13. 33. Sự thay đổi thành phần nước thải trong điều kiện hiếu khí/ thiếu khí theo thời

gian (3:1)

Tỉ lệ

COD/ N

Thời

gian

(giờ)

pH Kiềm

(mg

CaCO3/l)

N-NH3

(mgN/l)

N-NO2-

(mgN/l)

N-NO3-

(mgN/l)

TKN*

(mgN/l)

TN

(mgN/l)

COD

(mg

O2/l)

COD/ N

= 2,5

0 8,2 2149 208 0,87 2,43 229 211 523

3 8,6 1956 163 12,8 11,4 - 187 479

4 8,5 1996 162 7,5 7,61 - 177 427

7 8,6 1726 121 19,9 16,44 - 157 397

8 8,5 1726 120 13,6 11,5 129 145 376

Hiệu

suất

42,3% 44% 31,3% 28%

COD/ N

= 3,0

0 8,3 2432 270 0,55 0,78 297 271 813

3 8,9 2136 199 5,09 4,96 - 209 402

4 8,8 2184 200 2,89 3,19 - 206 394

7 9,0 2004 175 11,2 4,36 - 191 386

8 9,0 1993 179 7,83 2,94 196 190 369

Hiệu

suất

33,7% 34% 29,9% 54,6%

COD/ N

= 5,6

0 8,2 2010 192 2,26 1,21 212 196 1073

3 8,4 1775 131 16,6 4,35 - 152 477

4 8,5 1783 127 9,12 2,61 - 139 462

7 8,4 1380 56,9 45,1 23,7 - 126 451

8 8,4 1335 56,6 29,6 15,8 65 102 439

Hiệu.

suất

70,5% 69,3% 48% 59,1%

Khả năng xử lý COD

Mức độ suy giảm COD theo thời gian được thể hiện trong bảng 13. 32, 13. 33, và trên các

hình 13. 17, 13. 18, 13. 19. Hình 13.17, 13. 18, 13. 19 biểu diễn khả năng loại bỏ COD trong

trường hợp tỉ lệ COD/ N là: 2,5; 3,0; 5,6 với thời gian của chu kỳ hiếu khí/ thiếu khí là 2 : 1 và 3

: 1.


~ 135 ~

Hình 13. 17. Hiệu quả xử lý COD phụ thuộc vào tỉ lệ thời gian của chu kỳ hiếu khí/ thiếu khí (2 :

1, 3 : 1) với tỉ lệ COD : N = 2,5.


1, 3 : 1) với tỉ lệ COD : N = 3,0.

0

100

200

300

400

500

600

0 2 4 6 8

CO

D, m

gO

2/l

Thêi gian, giê

sôc:khuÊy = 2:1

sôc:khuÊy = 3:1

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

0 2 4 6 8

CO

D, m

g O

2/l

Thêi gian, giê

sôc:khuÊy = 2:1

sôc:khuÊy = 3:1

Chu kỳ hiếu khí

Chu kỳ thiếu khí




~ 136 ~


1, 3 : 1) với tỉ lệ COD : N = 5,6.

COD giảm do hai quá trình: oxy hoá do vi sinh dị dưỡng trong giai đoạn hiếu khí và tiêu hao

trong giai đoạn thiếu khí. Tốc độ suy giảm COD không đều nhau, giảm nhanh ở giai đoạn đầu,

sau đó chậm dần. Tỉ lệ thời gian sục khí/ khuấy khác nhau (2 : 1, 3 : 1) ít ảnh hưởng đến kết quả

cuối cùng (sau thời gian tổng cộng là 8 giờ) do thời gian sục khí tổng cộng của cả hai phương án

đều như nhau (6 giờ). Trong giai đoạn thiếu khí COD cũng giảm nhưng với tốc độ chậm dần ở

các chu kỳ sau, rất có thể do các thành phần hữu cơ càng về sau càng khó sinh huỷ. Hiệu quả xử

lý COD rất phụ thuộc vào tỉ lệ COD/ N, trong cả hai phương án, khi tỉ lệ COD/ N = 2,5; 3,0; 5,6

thì hiệu quả xử lý tương ứng là 28%, 54% và 58%

Do nồng độ oxy ở mức khá cao (2 - 3mg/l), hoàn toàn đáp ứng được cho các loại vi sinh hiếu

khí nên hiệu quả xử lý COD tăng khi tỉ lệ COD/ N tăng có lẽ chủ yếu do tỉ lệ thành phần hữu cơ

dễ sinh huỷ trong các mẫu khác nhau.

Khả năng oxy hoá amoni

Từ bảng số liệu 13. 32, 13. 33 và các hình hình 13. 20, 13. 21, 13. 22 cho thấy hiệu quả quá

trình oxy hoá amoni hoặc TKN (tổng nitơ Kjeldahl) phụ thuộc chủ yếu vào nồng độ ban đầu chứ

ít phụ thuộc vào tỉ lệ COD/ N. Tỉ lệ thời gian sục khí/ khuấy 2 : 1 cho hiệu quả oxy hoá amoni

cao hơn.

0

200

400

600

800

1000

1200

0 2 4 6 8

CO

D, m

gO

2/l

Thêi gian, giê

sôc:khuÊy = 2:1

sôc:khuÊy = 3:1




~ 137 ~

Hình 13. 20. Oxy hoá amoni trong điều kiện tỉ lệ thời gian của chu kỳ

hiếu khí/ thiếu khí 2 : 1, 3 : 1 với tỉ lệ COD : N = 2,5.


hiếu khí/ thiếu khí 2 : 1, 3 : 1 với tỉ lệ COD : N = 3,0

0

50

100

150

200

250

0 2 4 6 8

NH

4+, m

g N

/l

Thêi gian, giê

sôc:khuÊy = 2:1

sôc:khuÊy = 3:1

0

50

100

150

200

250

300

0 2 4 6 8

NH

4+, m

g N

/l

Thêi gian, giê

sôc:khuÊy = 2:1

sôc:khuÊy = 3:1






~ 138 ~


hiếu khí/ thiếu khí 2 : 1, 3 : 1 với tỉ lệ COD : N = 5,6.

Trong thời gian xử lý thiếu khí, nồng độ amoni trong nước hầu như không suy giảm. Tốc độ

oxy hoá amoni phụ thuộc vào nồng độ ban đầu rất có thể do nguyên nhân là: do chu kỳ thí

nghiệm ngắn, lượng oxy hoà tan đầy đủ, sự cạnh tranh phân huỷ COD và amoni do các chủng vi

sinh khác nhau không mạnh mà yếu tố quan trọng hơn là mật độ sinh khối của từng loại trong đó.

Khi đó tỉ lệ giữa nguồn thức ăn và vi sinh (tỉ lệ F/M, food- micro organism ratio) đóng vai trò

quan trọng hơn.

Sự hình thành nitrit, nitrat

Nitrit và nitrat tạo thành kế tiếp nhau trong giai đoạn hiếu khí, khử nitrit và nitrat về dạng khí

xảy ra trong giai đoạn thiếu khí cũng theo kiểu kế tiếp nhau từ hoá trị +5 về hoá trị không. Theo

tài liệu [12, 33] trong quá trình hiếu khí, nồng độ nitrit thường rất thấp (nhỏ hơn 0,1mg/l) trừ

trường hợp do bị hạn chế về nồng độ oxy hoà tan. Hiện tượng trên thường được quan sát đối với

nước thải sinh hoạt có hàm lượng amoni không cao. Cũng có tác giả cho rằng độ kiềm cao trong

nước thải là yếu tố thuận lợi để duy trì nồng độ nitrit cao [32].

Với các mẫu nước rác, khi xử lý hiếu khí với nồng độ oxy dư thừa (4 - 5mg/l), độ kiềm rất cao

(khi kết thúc lượng kiềm dư đều cao hơn 1000mg/l) nồng độ nitrit luôn luôn cao hơn nitrat (bảng

13. 34).

Bảng 13. 34. Tỉ lệ giữa NO3-/ NO2

- trong giai đoạn xử lý hiếu khí.

Tỉ lệ thời gian

sục

Tỉ lệ COD/ N

2,5 3,0 5,6

0

25

50

75

100

125

150

175

200

0 2 4 6 8

NH

4+, m

g N

/l

Thêi gian, giê

sôc:khuÊy = 2:1

sôc:khuÊy = 3:1




~ 139 ~

khí / khuấy

(giờ/ giờ)

NO2- NO3

- Tỉ lệ

NO3-/

NO2-

NO2- NO3

- Tỉ lệ

NO3-/

NO2-

NO2- NO3

- Tỉ lệ

NO3-/

NO2-

2 : 1 0 - 2h 9,08 7,87 0,87 5,07 3,36 0,66 9,48 3,57 0,38

3 - 5h 10,14 8,75 0,86 4,15 2,23 0,54 22,03 14,5 0,67

6 - 8h 10,92 7,7 0,71 5,25 2,07 0,39 40,3 18,8 0,47

3 : 1 0 - 3h 11,89 8,97 0,75 4,54 4,18 0,92 13,98 3,14 0,22

4 -7h 12,4 8,83 0,71 8,31 1,17 0,14 35,98 21,1 0,59

Với chu kỳ hiếu khí là 2giờ, 3giờ, tỉ lệ COD/ N = 2,5 ; 3,0 ; 5,6, tỉ lệ giữa NO3-/ NO2

- khác

nhau: ở các chu kỳ đầu tỉ lệ NO3-/ NO2

- cao và giảm dần ở các chu kỳ sau, tức là càng ở giai

đoạn sau nồng độ nitrit càng cao hơn so với nitrat. Tỉ lệ NO3-/ NO2

- cũng phụ thuộc vào thời gian

sục khí của chu kỳ, thời gian sục khí dài hơn (3giờ so với 2giờ) thường cho tỉ lệ NO3-/ NO2

- thấp

hơn.

Trong điều kiện thí nghiệm đã trình bày, yếu tố thúc đẩy cả quá trình tạo thành nitrit (độ

kiềm) và tạo nitrat (oxy hoà tan) đều được thoả mãn, tuy vậy nồng độ nitrit vẫn cao hơn nitrat và

ở các chu kỳ sau nồng độ amoni thấp hơn ở các chu kỳ trước, trong khi đó tốc độ oxy hoá amoni

hay hiệu quả loại tổng nitơ TN không xảy ra hiện tượng đột biến. Hiện tượng này có thể là do tỉ

lệ vi sinh Nitrosomonas (oxy hoá amoni thành nitrit) cao hơn loại Nitrobacter (oxy hoá nitrit

thành nitrat) trong điều kiện cụ thể của thí nghiệm.

Hiệu quả xử lý tổng nitơ

Trong tất cả các điều kiện thí nghiệm, hiệu quả loại bỏ nitơ (TN) đạt từ 29% đến 48%, hiệu

quả tăng khi tỉ lệ COD/ N tăng. Mối tương quan giữa hiệu quả xử lý tổng nitơ và hiệu quả xử lý

COD trong bảng 13. 35 (N là hiệu số của TN, COD là hiệu số của COD giữa giá trị đầu và

cuối của quá trình xử lý trong 8 giờ) cho thấy, tỉ lệ COD/N tăng khi tỉ lệ COD/ N tăng và lệch

nhau không nhiều với cùng tỉ lệ COD/ N.

Bảng 13. 35. Tỉ lệ COD/N trong các điều kiện thí nghiệm khác nhau.

Tỉ lệ Thời gian sục khí/ khuấy

COD/ N 2 : 1 3 : 1

N

(mg/l)

COD

(mg/l)

COD/N N

(mg/l)

COD

(mg/l)

COD/N

2,5 62 152 2,45 66 147 2,22


~ 140 ~

3,0 95 436 4,45 81 444 5,48

5,6 84 619 7,35 94 634 6,7

Hình 13. 23. Hiệu quả xử lý tổng nitơ phụ thuộc vào tỉ lệ thời gian của chu kỳ hiếu khí/ thiếu khí

2 : 1, 3 : 1 với tỉ lệ COD : N = 2,5.

Sự suy giảm T-N trong hệ do ba nguyên nhân: chuyển hoá thành khí nitơ, giải hấp thụ amoni

và tham gia cấu tạo tế bào của vi sinh mới tạo thành, trong đó nguyên nhân đầu có vai trò quan

trọng hơn cả. Hợp chất nitơ (chủ yếu là amoni) cũng hình thành trong quá trình phân huỷ nội

sinh (endogenous decay).

Suy giảm COD là do các nguyên nhân: tạo thành cơ chất của các chủng vi sinh dị dưỡng, oxy

hoá thành các hợp chất bền (CO2, H2O) và đóng vai trò chất cho điện tử trong quá trình thiếu khí.

Quá trình phân huỷ nội sinh làm tăng COD tan. Sự suy giảm TN và COD trong hệ là một quá

trình liên quan đến nhiều yếu tố và rất khó dự đoán về tổng thể.

0

50

100

150

200

250

0 2 4 6 8

T-N

, m

g N

/l

Thêi gian, giê

sôc:khuÊy = 2:1

sôc:khuÊy = 3:1 Chu kỳ hiếu khí



~ 141 ~


2 : 1, 3 : 1 với tỉ lệ COD : N = 3,0.


2 : 1, 3 : 1 với tỉ lệ COD : N = 5,6.

13. 4. 2. Xử lý hợp chất nitơ có bổ xung chất hữu cơ.

Mục đích của thí nghiệm là sử dụng thiết bị hoạt động mẻ kế tiếp giai đoạn để loại bỏ nitơ dựa

vào nguồn carbon được bổ sung từ bên ngoài vào đầu giai đoạn khuấy trộn (giai đoạn thiếu khí).

Dạng carbon được sử dụng để bổ sung là đường (1g đường tương đương với khoảng 1g COD).

Quá trình loại bỏ nitơ được thực hiện qua hai giai đoạn: sục khí (điều kiện hiếu khí) và khuấy

trộn (điều kiện thiếu khí).

0

50

100

150

200

250

300

0 2 4 6 8

T-N

, m

g N

/l

Thêi gian, giê

sôc:khuÊy = 2:1

sôc:khuÊy = 3:1

0

25

50

75

100

125

150

175

200

0 2 4 6 8

T-N

, m

g N

/l

Thêi gian, giê

sôc:khuÊy = 2:1

sôc:khuÊy = 3:1






~ 142 ~

Trong điều kiện hiếu khí với đầy đủ oxy hoà tan, amoni bị oxy hoá thành nitrit và nitrat.

Trong điều kiện thiếu khí, dựa vào nguồn carbon được bổ sung, nitrit và nitrat sẽ bị khử về khí

nitơ (N2).

Kết quả thí nghiệm thu được từ xử lý nước rác theo chế độ sục khí gián đoạn với tỉ lệ thời

gian sục khí/ khuấy trộn (2 : 1, 3 : 1) trong 360 phút được ghi lại trong bảng 13. 36 và 13. 37.

Bảng 13. 36. Sự thay đổi thành phần nước rác trong điều kiện hiếu khí/ thiếu khí có bổ sung

thêm chất hữu cơ theo thời gian (2:1)

Thời

gian TN

pH Kiềm (mg

CaCO3/l)

NH4+-N

(mgN/l)

N-NO2-

(mgN/l)

N-NO3-

(mgN/l)

COD

(mgO2/l)

COD Bổ

sung

NKT

(mgN/l)

TN

(mgN/l)

Đầu vào 8,2 2022 122 0,49 1,60 493 136,6 124

60 phút 8,5 1936 106 5,67 1,96 396 319,6 114

90 phút 8,4 1958 108 1,07 1,67 481 110

150 phút 8,5 1864 88 4,60 1,72 422 302,6 94

180 phút 8,4 1874 85 0,50 1,48 486 87

240 phút 8,5 1822 67 4,42 2,22 461 195,8 74

270 phút 8,5 1814 69 0,09 1,13 471 70

330 phút 8,5 1754 49 5,20 1,93 425 203,4 56

360 phút 8,4 1776 50 1,34 1,10 440 56 52

Hiệu suất 59,1% 59,0% 57,8%

Bảng 13. 37. Sự thay đổi thành phần nước rác trong điều kiện hiếu khí/ thiếu khí có bổ sung chất

hữu cơ theo thời gian (tỉ lệ sục khí/ khuấy là 3:1).

Thời

gian TN

pH Kiềm (mg

CaCO3/l)

NH4+-N

(mgN/l)

N-NO2-

(mgN/l)

N-NO3-

(mgN/l)

COD

(mgO2/l)

COD Bổ

sung

NKT

(mgN/l)

TN

(mgN/l)

Đầu vào 8,2 2022 122,0 0,49 1,60 493 136,6 124,2

90 phút 8,5 1868 96,2 8,88 1,96 432 319 107

120 phút 8,5 1878 92,8 0,73 1,22 468 94,8

210 phút 8,5 1778 72,5 6,76 3,10 427 187 82,4


~ 143 ~

240 phút 8,5 1808 70,3 0,21 1,23 444 71,8

330 phút 8,6 1724 46,8 8,85 2,54 403 283 58,2

360 phút 8,5 1728 46,2 0,40 1,41 467 50,6 47,8

Hiệu suất 62,1% 63,0% 61,5%

Từ kết quả bảng 13. 36, 13. 37 cho thấy, sau 360 phút, hiệu quả của quá trình oxy hoá amoni

thành nitrit, nitrat ở cả hai thiết bị hoạt động gián đoạn là: giá trị amoni ở các thiết bị giảm từ 122

mgN/l xuống 43, 48 mgN/l. Ở thiết bị hoạt động với tỉ lệ thời gian sục khí/ khuấy 3 : 1 cho hiệu

quả oxy hoá amoni cao hơn (62,1% so với 59,1%).


hiếu khí/ thiếu khí 2 : 1, 3 : 1 có bổ sung chất hữu cơ.

0

20

40

60

80

100

120

140

0 60 120 180 240 300 360

NH

4+,

mg

N/l

Thêi gian, phót

sôc:khuÊy = 2:1

sôc:khuÊy = 3:1

0

20

40

60

80

100

120

140

0 60 120 180 240 300 360

T-

N, m

g N

/l

Thêi gian, phót

sôc:khuÊy = 2:1

sôc:khuÊy = 3:1






~ 144 ~


2 : 1, 3 : 1 có bổ sung chất hữu cơ.

Từ hình hình 13. 26, 13. 27 cho thấy: tốc độ oxy hoá amoni ở cả hai thiết bị đều có xu hướng

giảm, chậm dần ở các chu kỳ hiếu khí sau. Nguyên nhân có thể là do nguồn chất hữu cơ được bổ

sung vào đầu giai đoạn khuấy (thiếu khí) sau khi kết thúc vẫn còn dư do vậy đến giai đoạn hiếu

khí sẽ xảy ra sự cạnh tranh giữa vi sinh dị dưỡng oxy hoá COD và vi sinh tự dưỡng oxy hoá

amoni. Điều đó cũng là nguyên nhân làm giảm lượng NO2- và NO3

- hình thành ở các giai đoạn

sục khí sau. Trong thời gian xử lý thiếu khí, nồng độ amoni trong nước hầu như không suy giảm.

Hiệu suất khử nitrit và nitrat trong giai đoạn thiếu khí

Trong giai đoạn thiếu khí, để xảy ra quá trình khử nitrit và nitrat cần có chất hữu cơ (1g NO3--

N cần 3g chất hữu cơ). Vì COD trong nước rác sau giai đoạn hiếu khí còn lại là những chất trơ

khó phân huỷ nên đường được sử dụng làm nguồn cung cấp COD để khử nitrit và nitrat trong

giai đoạn thiếu khí. Hiệu suất khử nitrit và nitrat được thể hiện trong bảng 13. 38, 13. 39.

Bảng 13. 38. Sự thay đổi thành phần nước thải trong điều kiện hiếu khí/ thiếu khí là 2 : 1

theo thời gian trong 360 phút.

Thông số T. gian

(phút)

lần thí nghiệm

1 2 3 4 5 6 7

pH 0 8,6 7,9 8,1 8,1 8,3 8,6 8,4

60 8,7 8,3 8,4 8,4 8,6 8,6 8,5

90 8,6 8,3 8,3 8,3 8,6 8,7 8,5

150 8,6 8,4 8,4 8,4 8,6 8,7 8,5

180 8,6 8,2 8,2 8,3 8,5 8,7 8,5

240 8,6 8,3 8,3 8,5 8,6 8,7 8,6

270 8,6 8,3 8,4 8,4 8,6 8,7 8,6

330 8,6 8,3 8,5 8,5 8,7 8,7 8,5

360 8,6 8,3 8,4 8,3 8,6 8,7 8,5

Kiềm

(mgCaCO3/l)

0 1750 1960 2200 2160 2040 2120 1960

60 1700 1910 2110 2040 1920 2040 1900

90 1800 1880 2100 2040 1970 2000 1900

150 1650 1800 2030 1990 1850 1850 1840


~ 145 ~

180 1690 1820 2030 1980 1850 1900 1850

240 1700 1760 1950 1900 1800 1800 1760

270 1700 1760 1950 1900 1760 1850 1750

330 1600 1720 1910 1830 1710 1800 1690

360 1680 1720 1920 1840 1720 1850 1700

N-NH4+

(mgN/l)

0 97 122 126 142 123 129 108

60 80 115 113 119 103 113 87,5

90 82 112 119 122 105 109 85,0

150 63 88,0 99,0 104 85,0 85,0 67,5

180 62 89,0 93,0 98,0 81,0 81,0 68,0

240 49,8 68,0 75,0 78,8 64,0 65,0 43,8

270 48,8 69,0 81,0 80,0 65,0 59,0 46,7

330 28,8 56,0 53,0 62,0 44,0 38,0 37,0

360 27,5 59,0 56,0 63,0 44,0 39,0 43,0

N-NO2-

(mgN/l)

0 0,93 0,34 0,21 0,27 0,72 0,23 0,36

60 3,43 4,57 5,82 7,15 7,38 3,92 5,33

90 4,92 0,11 0,08 0,09 0,15 0,09 0,11

150 5,97 3,50 3,42 3,81 6,32 3,77 4,21

180 1,30 0,34 0,39 0,02 0,46 0,09 0,11

240 4,76 2,89 4,15 3,65 6,66 5,14 5,48

270 0,08 0,08 0,12 0,06 0,09 0,12 0,15

330 4,07 5,33 5,14 4,36 7,08 4,26 4,72

360 2,16 0,15 0,09 0,51 3,81 0,17 0,09

N-NO3-

(mgN/l)

0 3,00 1,60 1,04 1,25 1,10 0,95 1,12

60 3,25 1,80 1,65 1,60 1,50 1,15 1,10

90 3,80 1,00 1,15 1,20 1,20 1,00 1,05

150 2,00 1,38 1,50 1,80 1,90 2,15 1,35

180 2,90 0,96 1,12 1,35 1,05 1,20 1,15

240 2,70 1,30 2,65 2,50 1,95 2,15 1,80

270 1,05 1,10 1,30 1,10 1,10 0,90 1,00

330 2,79 1,30 1,90 1,95 1,70 2,55 2,75

360 0,85 0,95 1,20 1,40 1,10 1,00 1,07


~ 146 ~

NKT

(mgN/l)

0 112 135 142 157 137 145 123

60 - - - - - - -

90 - - - - - - -

150 - - - - - - -

180 - - - - - - -

240 - - - - - - -

270 - - - - - - -

330 - - - - - - -

360 32 67 63 69 49 43 47

TN

(mgN/l)

0 101 124 127 144 125 130 109

60 87,0 121 120 128 112 118 94,0

90 90,7 113 119 123 106 110 86,0

150 71,0 93,0 104 110 93,0 91,0 73,0

180 66,0 90,0 95,0 99,0 83,0 82,0 69,0

240 57,0 72,0 82,0 85,0 73,0 72,0 51,0

270 50,0 70,0 82,0 81,0 66,0 60,0 49,0

330 36,0 63,0 60,0 68,0 53,0 45,0 45,0

360 31,0 60,0 57,0 65,0 49,0 40,0 44,0

COD

(mgO2/l)

0 466 507 508 497 489 514 480

60 278 407 440 424 431 444 447

90 348 509 601 493 455 518 575

150 344 407 429 444 486 437 478

180 576 453 465 503 433 514 561

240 464 455 456 466 463 490 434

270 426 527 442 485 477 486 490

330 453 406 453 411 404 457 400

360 426 474 441 464 394 527 427

COD bổ

sung

(mgO2/l)

0

60 + 290 + 358 + 406 + 353 + 191 + 227 + 221

90

150 + 514 + 231 + 173 + 392 + 203 + 190 + 213

180

240 + 163 + 165 + 300 + 193 + 158 + 90 + 302

270


~ 147 ~

330 + 225 + 209 + 98 + 283 + 202 216 + 258

360

Bảng 13. 39. Sự thay đổi thành phần nước thải trong điều kiện hiếu khí/ thiếu khí là 3 : 1

theo thời gian trong 360 phút.

Thông số T. gian

(phút)

lần thí nghiệm

1 2 3 4 5 6 7

pH 0 8,6 7,9 8,1 8,1 8,3 8,6 8,4

90 8,7 8,4 8,4 8,5 8,7 8,7 8,6

120 8,7 8,3 8,3 8,4 8,6 8,7 8,5

210 8,6 8,4 8,5 8,5 8,7 8,7 8,6

240 8,6 8,3 8,5 8,4 8,6 8,7 8,4

330 8,6 8,4 8,5 8,5 8,8 8,7 8,6

360 8,6 8,2 8,4 8,5 8,6 8,7 8,5

Kiềm

(mgCaCO3/l)

0 1750 1960 2200 2160 2040 2120 1960

90 1720 1820 1990 1950 1860 1900 1800

120 1740 1820 2010 1950 1870 1940 1820

210 1650 1720 1920 1850 1750 1890 1750

240 1650 1760 1940 1900 1790 1900 1780

330 1650 1640 1860 1800 1670 1800 1650

360 1650 1680 1860 1800 1650 1800 1690

N-NH4+

(mgN/l)

0 97,0 122 126 142 123 129 108

90 77,0 103 108 109 84,0 105 86,0

120 76,0 101 102 103 82,0 98,5 88,0

210 59,5 78,0 81,0 85,0 59,0 74,0 64,0

240 59,0 72,0 78,3 81,3 61,0 75,0 61,0

330 39,0 52,0 52,0 55,0 36,0 52,5 42,0

360 39,2 49,0 51,5 53,5 38,0 43,7 46,0

N-NO2-

(mgN/l)

0 0,93 0,34 0,21 0,27 0,72 0,23 0,36

90 6,02 9,51 10,7 10,7 7,46 6,54 5,02

120 1,07 1,14 0,68 0,03 0,73 0,75 0,08

210 4,26 5,52 6,89 5,93 11,2 9,43 4,57

240 0,08 0,23 0,17 0,15 0,43 0,09 0,09

330 7,91 9,13 10,3 5,33 11,6 7,91 5,63

360 0,02 1,09 0,15 0,12 0,61 0,11 0,08


~ 148 ~

N-NO3-

(mgN/l)

0 3,00 1,60 1,04 1,25 1,10 0,95 1,12

90 3,80 1,90 1,50 1,40 1,20 3,25 2,75

120 1,90 0,88 1,12 1,20 1,00 1,70 1,05

210 2,35 2,40 3,80 2,70 4,25 2,85 2,35

240 1,15 1,10 1,45 1,30 1,15 1,25 1,00

330 2,10 2,30 2,60 2,60 3,10 1,60 2,57

360 1,80 1,20 1,08 1,35 1,60 1,00 1,03

NKT

(mgN/l)

0 112 135 142 157 137 145 123

90 - - - - - - -

120 - - - - - - -

210 - - - - - - -

240 - - - - - - -

330 - - - - - - -

360 42,0 53 57 59 42 58 52

TN (mgN/l) 0 101 124 127 144 125 130 109

90 87,0 114 120 121 93,0 115 93,8

120 79,0 103 104 104 84,0 101 89,0

210 66,0 86,0 92,0 94,0 74,0 86,0 70,9

240 60,0 73,0 80,0 83,0 63,0 76,0 62,0

330 49,0 63,0 65,0 63,0 51,0 62,0 50,0

360 41,0 51,0 52,0 55,0 40,0 55,0 47,0

COD

(mgO2/l)

0 466 507 508 497 489 514 480

90 379 437 423 454 465 480 477

120 525 444 447 512 411 494 509

210 325 479 426 464 440 404 428

240 357 424 494 526 419 527 466

330 363 410 424 406 410 474 377

360 600 426 420 512 376 620 371

COD bổ

sung

(mgO2/l)

0

90 + 459 + 282 + 269 + 380 + 204 + 170 + 172

120

210 + 345 + 159 + 140 + 138 + 154 + 318 + 270

240


~ 149 ~

330 + 448 + 204 + 233 + 320 + 211 + 255 + 141

360

Nhận xét:

- Trong giai đoạn xử lý hiếu khí xảy ra sự cạnh tranh oxy hoá giữa chất hữu cơ và amoni. Tỉ lệ

COD/N càng cao thì tốc độ và hiệu quả oxy hoá amoni chậm.

- Tỉ lệ NO2/NO3 luôn cao và có xu hướng cao hơn vào giai đoạn cuối của chu kỳ, tỉ lệ này cũng

phụ thuộc vào tỉ lệ COD/N của nước thải.

- Quá trình khử nitrat có xảy ra trong giai đoạn xử lý hiếu khí với hiệu suất thấp.

- Trong giai đoạn xử lý thiếu khí, sự có mặt của chất hữu cơ thúc đẩy mạnh quá trình khử nitrat.

- Tốc độ khử nitrit nhanh hơn so với tốc độ khử nitrat.

13. 5. Thí nghiệm tại hiện trường.

Kết quả thu được trong nghiên cứu tại phòng thí nghiệm đối với nhiều loại nước rác cho thấy:

- Keo tụ nước rác có hiệu quả khi sử dụng phèn nhôm, poly nhôm clorua hoặc hỗn hợp của

chúng phối hợp với chất trợ keo tụ (polymer) dạng tích điện âm.

- Oxy hoá nước rác đem lại hiệu quả loại bỏ COD rất thấp, giá thành cao. Trong chừng mực nào

đó có thể sử dụng hợp chất Fenton để cải thiện màu của nước với tỉ lệ sắt (II)/hydro peroxit

thấp.

- Hiệu quả xử lý yếm khí đạt thấp, hiệu quả xử lý COD không vượt quá 5%.

- Đối tượng cần được quan tâm chủ yếu là hợp chất nitơ, phần lớn tồn tại ở dạng amoni

(amoniac).

- Trong quá trình oxy hoá (xử lý hiếu khí) tỉ lệ giữa nitrit và nitrat rất cao, nitrit thường có nồng

độ cao hơn nitrat. Oxy hoá amoni tới sản phẩm trung gian là nitrit sẽ thuận lợi hơn, giảm được

lượng oxy tiêu thụ tới 25%.

- Khử nitrit thuận lợi hơn khử nitrat do tốc độ khử nitrit nhanh hơn khoảng 40% so với tốc độ

khử nitrat và lượng chất hữu cơ tiêu thụ chỉ bằng khoảng 60%. Điều này rất phù hợp với nước

rác có hàm lượng chất hữu cơ sinh huỷ thấp so với hàm lượng hợp chất nitơ.

- Nước rác có đặc trưng biến động rất lớn về lưu lượng và mức độ ô nhiễm.

Nhằm kiểm tra kết quả thu được từ nghiên cứu trong phòng thí nghiệm với qui mô thiết bị lớn

hơn và tương hợp với điều kiện trong thực tế, phương án thí nghiệm dạng pilot đã được thực

hiện. Hệ thống pilot được xây dựng tại khu liên hiệp xử lý chất thải Nam Sơn, Sóc Sơn, Hà Nội.

Thí nghiệm pilot được thực hiện vào thời gian từ tháng 9 - 2004 đến tháng 2- 2005.


~ 150 ~

13. 5. 1. Hệ thống thiết bị pilot và kế hoạch thực hiện.

Thí nghiệm pilot chỉ tập trung vào quá trình xử lý sinh học hiếu khí và thiếu khí. Các quá trình

xử lý yếm khí và oxy hoá hoá học không được tiến hành do hiệu quả thấp trong xử lý nước rác

như trong nghiên cứu tại phòng thí nghiệm đã chỉ ra.

Hệ thí nghiệm pilot bao gồm hai đơn vị công nghệ riêng biệt: keo tụ và xử lý vi sinh.

Nước rác được lấy từ hồ số 3 của bãi rác Nam Sơn, Sóc Sơn, Hà Nội và keo tụ với PAC cùng

với chất trợ keo tụ A 101.

Hệ xử lý vi sinh hoạt động theo phương thức mẻ kế tiếp giai đoạn gồm hai bình phản ứng hình

trụ. Thể tích hữu hiệu của mỗi bình là 2 m3, tỉ lệ giữa chiều cao của cột nước và đường kính của

bình là 2,2.

Trong từng bình phản ứng, một thiết bị sục khí dạng bơm hút (jet aerator) được lắp sát đáy

bình. Thiết bị sục khí hoạt động theo nguyên tắc: bơm nằm trong nước, hút và đẩy một lưu lượng

nước rất lớn tạo ra một vùng áp suất âm. Vùng không gian có áp suất âm được nối thông với

không khí qua đường ống và không khí thâm nhập vào. Không khí được hoà trộn với nước dưới

dạng phân tán cao và được dòng nước trộn đều trong toàn bộ thể tích phản ứng.

Khi tiến hành xử lý thiếu khí, đường ống thông với không khí được đậy lại không cho không

khí thâm nhập vào, khi đó bơm chỉ còn tác dụng khuấy trộn khối phản ứng.

Kỹ thuật phản ứng mẻ kế tiếp giai đoạn (sequencing batch reactor SBR) là kỹ thuật mới so với

kỹ thuật dòng liên tục. Nó được phát triển lúc ban đầu ở Australia vào giữa thập kỷ 80 của thế kỷ

trước, sau đó được tiếp tục hoàn thiện ở Mỹ, Pháp, Anh và Đức, Nhật. Hiện tại nó được sử dụng

với tốc độ phát triển nhanh để xử lý cho hầu hết mọi loại nước thải. [34, 35, 36, 37].

Đặc trưng quan trọng nhất của kỹ thuật SBR là tiến hành tất cả các giai đoạn công nghệ trong

cùng một thiết bị: tiếp nguyên liệu, sục khí (hiếu khí), khuấy (yếm khí, thiếu khí), lắng, gạn. Các

giai đoạn này nối tiếp nhau và kết thúc sau một mẻ.

Tính linh hoạt của kỹ thuật SBR cao hơn so với hệ thống dòng liên tục do hệ được điều khiển

theo thời gian, rất thích hợp cho các loại nước thải có độ ô nhiễm dao động mạnh. Ví dụ, với

nước thải có độ ô nhiễm cao thì kéo dài giai đoạn sục khí để tăng cường hiệu quả loại bỏ COD

hay oxy hoá amoniac. Khử nitrat có thể thực hiện sơ đồ hiếu khí trước hoặc sau thiếu khí bằng

cách thay đổi thứ tự giai đoạn sục khí và khuấy trộn (không cần thực hiện hồi lưu hỗn hợp bùn

và nước). Thải bùn dư và điều chỉnh mật độ bùn không cần tiến hành trong một mẻ mà được tiến

hành theo từng đợt nên đơn giản hơn trong khâu vận hành.

Sinh khối được lấy từ hệ xử lý nước rác đặt tại khu liên hợp chế biến rác thải.

Trong quá trình vận hành, một số thông số được đo tại hiện trường như pH, DO, độ kiềm,

ORP, amoni, NO2-, một số thông số khác như nitrat và COD được đánh giá tại phòng thí nghiệm.


~ 151 ~

Mục tiêu của thí nghiệm pilot là nhằm kiểm tra kết quả thu được từ nghiên cứu trong phòng

thí nghiệm trong điều kiện thực tế: đánh giá ảnh hưởng của nồng độ oxy hoà tan DO, ảnh hưởng

của nồng độ amoni ban đầu, ảnh hưởng của mật độ vi sinh vật, khử nitrat, nitrit với chất hữu cơ

từ quá trình phân huỷ nội sinh và kết hợp quá trình nitrat hoá và khử nitrat bằng cách thay đổi

theo chu kỳ thời gian.

13. 5. 2. Ảnh hưởng của nồng độ oxy hoà tan lên quá trình oxy hoá amoni.

Yếu tố đầu tiên liên quan đến vận hành xử lý nước thải là nồng độ oxy tan trong nước. Oxy

hoà tan được sử dụng cho các quá trình: oxy hoá chất hữu cơ, amoni, phân huỷ tế bào vi sinh vật.

Thí nghiệm tại hiện trường được duy trì nồng độ oxy tan ở mức 1, 2, 3, 4 mg/l thông qua van

cấp khí. Trong quá trình oxy hoá, các yếu tố biến động và liên quan được theo dõi là amoni,

COD, pH, độ kiềm, nitrit, nitrat, ORP. Mức độ biến động của các yếu tố nêu trên được theo dõi

theo thời gian. Kết quả theo dõi được ghi trong bảng 13. 40 và thể hiện trên hình 13. 28.

Bảng 13. 40. Ảnh hưởng của nồng độ oxy hoà tan đến tốc độ xử lý hiếu khí với mật độ vi sinh

2g/l.

Với DO = 1mg/l

Th gian

phút

pH Kiềm

mg CaCO3/l

NH4+-N

mg N/l

NO2--N

mg N/l

NO3--N

mg N/l

COD

mgO2/l

ORP

mV

NO2/NO3

0 7,42 2100 216 28,8 13,2 350 -41 1,55

45 7,60 1820 197,4 46 17,5 -56 2,18

90 7,63 1720 181,8 57,6 22,1 -56 2,63

135 7,60 1610 164,6 60,5 28,5 333 -50 2,61

180 7,54 1500 148,7 73,5 32 -50 2,12

225 7,54 1420 125,8 88,4 37,9 -39 2,30

270 7,53 1280 109,1 102 42,7 -39 2,33

315 7,37 1150 92,4 114 49,1 -38 2,39

360 7,35 1010 72,2 122 61,8 306 -30 1,97

405 7,30 890 52,4 131 68,3 -27 1,92

450 7,27 790 35,3 140 76,9 295 -17 1,82

Với DO = 2mg/l


~ 152 ~

Th gian

phút

pH Kiềm

mg CaCO3/l

NH4+-N

mg N/l

NO2--N

mg N/l

NO3--N

mg N/l

COD

mgO2/l

ORP

mV

NO2/NO3

0 7,48 1950 208,0 28,7 11,6 324 -50 2,47

45 7,40 1790 186,0 36,2 23,2 -44 1,56

90 7,32 1650 159,8 55,7 34,4 -38 1,62

135 7,31 1480 129,0 74,4 48,6 323 -30 1,53

180 7,28 1240 104,3 91,4 61,4 -23 1,49

225 7,14 1100 79,1 103,0 72,7 -19 1,42

270 7,10 940 49,0 126,0 80,0 -17 1,58

315 7,02 700 18,8 154,0 90,8 276 -6 1,70

360 7,00 540 4,0 159,0 102,7 273 1 1,55

Với DO = 3mg/l

Th gian

phút

pH Kiềm

mg CaCO3/l

NH4+-N

mg N/l

NO2--N

mg N/l

NO3--N

mg N/l

COD

mgO2/l

ORP

mV

NO2/NO3

0 7,40 1750 176,0 4,6 19,2 426 -65 0,24

45 7,30 1450 143,0 33,6 27,4 -61 1,23

90 7,29 1100 116,0 45,4 44,0 -57 1,03

135 7,17 900 78,2 74,1 64,7 406 -52 1,15

180 7,10 680 45,0 88,9 71,9 394 -48 1,24

225 7,25 520 10,4 119,0 86,3 -42 1,38

270 7,24 410 0 143,0 93,1 382 -35 1,54

Với DO = 4 mg/l

Th gian

phút

pH Kiềm

mg CaCO3/l

NH4+-N

mg N/l

NO2--N

mg N/l

NO3--N

mg N/l

COD

mgO2/l

ORP

mV

NO2/NO3

0 7,43 1890 234,0 2,2 17,0 389 -65 0,13

45 7,41 1680 182,2 32,2 29,3 -61 1,10

90 7,40 1320 125,3 52,7 42,7 -52 1,23

135 7,33 1010 75,5 96,4 59,6 385 -44 1,62

180 7,29 760 28,2 138,0 63,2 367 -34 2,18

225 7,25 540 1,0 175,0 71,8 362 -15 2,44


~ 153 ~

Hình 13. 28. Sự biến thiên amoni theo thời gian với các DO khác nhau.

Nhận xét:

- Mức tiêu hao kiềm dao động từ 5,79 đến 7,61 mg/mg NH4+ bị oxy hoá, giá trị trung bình là

6,88 mg/g (tính theo phương trình hoá học là 7,14 mg/g), thấp hơn khoảng 4% so với lý thuyết.

Sai số trên có nguồn gốc từ số liệu thí nghiệm nhưng mặt khác cũng có thể là do lượng kiềm

được bù lại một phần từ quá trình khử nitrat xảy ra đồng thời với quá trình nitrat hoá. Độ kiềm

của nước rác khá cao, lượng dư khá lớn nên quá trình oxy hoá không cần bổ xung kiềm.

- Oxy hoá amoni tại hiện trường cũng cho kết quả có xu hướng gần tương tự với kết quả nghiên

cứu trong phòng thí nghiệm, tuy nhiên với tốc độ cao hơn.

Tốc độ oxy hoá tăng nhanh khi tăng nồng độ oxy. Nếu xử lý số liệu theo quan hệ tuyến tính

(suy giảm amoni theo thời gian - phản ứng bậc không) thì hệ số của biến số x có thể coi là tốc độ

oxy hoá amoni trong điều kiện của thí nghiệm. Hằng số tốc độ có giá trị 0,40; 0,59; 0,69 và 1,06

tương ứng với nồng độ oxy tan là 1, 2, 3, 4 mg/l. Duy trì nồng độ oxy cao tuy vậy dẫn đến tiêu

hao năng lượng sục khí rất lớn.

- Oxy hoá chất hữu cơ: Trong quá trình xử lý hiếu khí, một lượng nhỏ chất hữu cơ cũng được

phân huỷ, hiệu quả xử lý COD thấp, nằm trong khoảng 7 - 14%. Hiệu quả xử lý COD thấp có

nguyên nhân quan trọng nhất là tính khó phân huỷ của chất hữu cơ có trong nước rác, nói cách

khác là phần chất hữu cơ dễ sinh huỷ thấp. Điều này cũng phù hợp với kết quả nhận được trong

phòng thí nghiệm.

y = -0.4033x + 217.62

R² = 0.9991

y = -0.5886x + 210.16

R² = 0.9977

y = -0.6859x + 173.82

R² = 0.99

y = -1.0646x + 227.47

R² = 0.9905

0

50

100

150

200

250

0 200 400 600

NH

4+, m

g N

/l

Thêi gian, phót

DO=1

DO=2

DO=3

DO=4


~ 154 ~

- Sự hình thành nitrit và nitrat trong quá trình xử lý hiếu khí là nét rất đặc trưng đối với nước rác,

trong đó nồng độ nitrit thường là cao. Nguyên nhân của hiện tượng nồng độ nitrit cao trong quá

trình xử lý hiếu khí là: độ kiềm lớn, nồng độ amoni ban đầu cao và tuổi bùn thấp. Điều này

khác hẳn với nước thải sinh hoạt là trong quá trình xử lý hiếu khí nồng độ nitrit ít khi vượt quá

0,5 mg/l.

Điều kiện thí nghiệm ở hiện trường rất thuận lợi cho sự hình thành nitrit: độ kiềm lớn, amoni

cao, pH cao.

Đánh giá tại hiện trường cũng cho thấy, trong suốt thời gian phản ứng, với nồng độ oxy tan

thay đổi từ 1 đến 4 mg/l, nồng độ nitrit bao giờ cũng cao hơn nồng độ nitrat. Trong vùng nồng độ

oxy thấp, tỉ lệ NO2-/NO3

- có xu hướng giảm về giai đoạn cuối và trong vùng nồng độ oxy cao thì

ngược lại. Hiện tượng trên có thể do nguyên nhân tốc độ oxy hoá đến nitrit cao trong điều kiện

đầy đủ oxy và tốc độ oxy hoá từ nitrit đến nitrat ít biến động.

Theo dõi quá trình xử lý tại hiện trường chỉ có thể sử dụng một số thông số rất hạn chế trong

xử lý nước thải: pH, độ dẫn điện, mật độ sinh khối, oxy hoà tan và thế oxy hoá khử ORP (Eh).

Môi trường để các loại vi sinh hiếu khí hoạt động là lượng oxy hoà tan trong nước nên yếu tố

này luôn được quan trắc.

Nồng độ oxy thường được duy trì ở mức 2 - 3 mg/l trong điều kiện xử lý hiếu khí, đây là một

khoảng đo khá hẹp, khó cho biết thông tin về tình trạng diễn biến của quá trình. Thông số oxy

hoá khử, ORP có khoảng đo rộng hơn (phần lớn các thiết bị đo có khoảng đo từ - 999 mV đến

+999 mV) nhờ đó thông tin phản ánh quá trình sẽ chi tiết hơn.

Trong hệ xử lý nước thải với kỹ thuật hiếu khí tồn tại nhiều phản ứng oxy hoá khử - quá trình

cho - nhận điện tử giữa các chất tham gia phản ứng. Giá trị ORP đo được thể hiện chiều hướng

thuận lợi hay khó khăn cho quá trình cho hay nhận điện tử. Một hệ có giá trị ORP lớn (giá trị

dương) sẽ thuận lợi cho quá trình oxy hoá, tức là chất oxy hoá dễ nhận điện tử, ngược lại ORP có

giá trị âm càng nhỏ thì quá trình khử xảy ra thuận lợi. Giá trị ORP mô tả thế cân bằng của tất cả

các cặp phản ứng oxy hoá khử xảy ra trong hệ, điều này thể hiện rất rõ trong các hệ phản ứng

đơn độc về mặt hoá học. Trong một hệ xử lý vi sinh hiếu khí, đặc trưng của ORP bị chi phối bởi

nhiều yếu tố hơn: tồn tại nhiều cặp oxy hoá khử hữu cơ, vô cơ, kim loại, sinh khối và rất nhiều

các quá trình sinh hoá đồng thời xảy ra. Vì vậy đặc trưng ORP trong một hệ nước thải chỉ phản

ánh ―tình trạng‖ oxy hoá khử của hệ tại thời điểm đó.

Tuy vậy, sử dụng thông số ORP cho phép theo dõi (trong chừng mực nào đó phụ thuộc vào

kinh nghiệm vận hành) diễn biến (suy giảm COD, nồng độ amoni, nitrat, nitrit...) của quá trình,

từ đó đưa ra các quyết định về mặt vận hành [38, 39], đặc biệt đối với kỹ thuật xử lý mẻ kế tiếp

gian đoạn [40, 41, 42, 43].


~ 155 ~

Sự biến động của giá trị ORP quan sát được tại hiện trường trong bảng 13. 40 cho thấy, giá trị

ORP tăng dần trong quá trình hiếu khí nhưng không đạt tới giá trị dương trong hầu hết các

trường hợp kể cả khi lượng amoniac đã oxy hoá khá triệt để và lượng oxy tan cao.

Kết quả quan trắc được khác với các kết quả công bố trong tài liệu là quá trình hiếu khí xảy ra

trong khoảng nồng độ oxy 2 - 3 mg/l thì ORP biến động từ -140 mV đến 140 mV và quá trình

phân huỷ hiếu khí triệt để khi ORP đạt + 350 mV, còn quá trình khử nitrat xảy ra thuận lợi khi

ORP < - 350 mV [38, 39]. Đặc trưng nước rác khác so với nước sinh hoạt, vì vậy kết quả nhận

được cũng có thể khác nhau.

13. 5. 3. Ảnh hưởng của nồng độ amoni từ nước nguồn.

Nồng độ amoni trong nước rác khác nhau đối với từng khu vực và biến động lớn theo mùa. Sự

khác biệt về nồng độ amoni có thể chênh nhau tới trên chục lần vào các thời điểm khác nhau

trong năm. Xu hướng chung là thấp về mùa mưa và cao về mùa khô. Để hệ thống xử lý vận hành

ổn định và đảm bảo được tiêu chuẩn đầu ra cần phải đánh giá được tác động của hàm lượng

amoni tại nước nguồn. Do nồng độ amoni trong nước nguồn trong thời gian tiến hành thí nghiệm

dao động không mạnh nên nồng độ cao nhất có thể sử dụng là khoảng 200 mg/l, với thí nghiệm

nồng độ thấp hơn sử dụng kỹ thuật pha loãng tại chỗ bằng cách giữ lại lượng nước của mẻ trước

với một mức độ thích hợp.

Thí nghiệm được thực hiện với DO 2 mg/l, mật độ vi sinh 2 g/l, nồng độ amoni là 200, 150

và 100 mg/l. Kết quả thu được trình bày trong bảng 13. 41 và hình 13. 29.

Bảng 13. 41. ảnh hưởng của nồng độ amoni đầu vào lên hiệu quả oxy hoá, tốc độ oxy hoá và tỉ lệ

NO2-/NO3

- hình thành.

NH4+ = 200 mg N/l

Th gian

phút

pH Kiềm

mg CaCO3/l

NH4+-N

mg N/l

NO2--N

mg N/l

NO3--N

mg N/l

COD

mgO2/l

ORP

mV

NO2/NO3

0 7,48 1950 208,0 28,7 11,6 324 -50 2,47

45 7,40 1790 186,0 36,2 23,2 -44 1,56

90 7,32 1650 159,8 55,7 34,4 -38 1,62

135 7,31 1480 129,0 74,4 48,6 323 -30 1,53

180 7,28 1240 104,3 91,4 61,4 -23 1,49


~ 156 ~

225 7,14 1100 79,1 103,0 72,7 -19 1,42

270 7,10 940 49,0 126,0 80,0 -17 1,58

315 7,02 700 18,8 154,0 90,8 276 -6 1,70

360 7,00 540 4,0 159,0 102,7 273 1 1,55

NH4+ = 150 mg N/l

Th gian

phút

pH Kiềm

mg CaCO3/l

NH4+-N

mg N/l

NO2--N

mg N/l

NO3--N

mg N/l

COD

mgO2/l

ORP

mV

NO2/NO3

0 7,19 1600 156,0 3,9 8,3 248 -37 0,47

45 7,08 1360 121,0 19,8 27,1 -21 0,73

90 6,93 1150 97,7 42,5 28,1 -10 1,51

135 6,91 980 70,5 67,2 30,2 246 -9 2,2

180 6,9 820 42,3 84,4 37,3 -7 2,3

225 6,87 690 20,2 105,7 39,5 -5 2,7

270 6,85 480 1,5 115,9 49,5 243 -4 2.34

NH4+

= 100 mg N/l

Th gian

phút

pH Kiềm

mg CaCO3/l

NH4+-N

mg N/l

NO2--N

mg N/l

NO3--N

mg N/l

COD

mgO2/l

ORP

mV

NO2/NO3

0 7,58 1375 115,0 5,6 9,7 224 -20 0,58

45 7,54 1215 92,7 21,9 15,4 -14 1,42

90 7,52 1040 68,1 41,5 19,7 -9 2,1,

135 7,39 821 37,5 63,2 28,3 -8 2,23

180 7,31 624 9,5 88,4 32,0 221 -2 2,76


~ 157 ~

Hình 13. 29. Sự biến thiên nồng độ amoni theo thời gian với các nồng độ amoni ban đầu khác

nhau.

Nhận xét

Kết quả thu được cho thấy, với nồng độ amoni ban đầu khác nhau thì tốc độ oxy hoá amoni là

xấp xỉ nhau thể hiện ở trị số của phương trình hồi qui tuyến tính là - 0,5886, - 0,5718 và -

0,5916, đoạn cắt trục tung của hình tương ứng với nồng độ ban đầu 200, 150 và 100 mg/l là 210,

150 và 118.

Tốc độ oxy hoá amoni ở các nồng độ ban đầu khác nhau có giá trị xấp xỉ nhau thể hiện ở các

đường động học chạy gần song song với nhau. Điều đó thể hiện là các điều kiện cho quá trình

oxy hoá (oxy tan, độ kiềm) đã đáp ứng đầy đủ.

Từ phương trình hồi quy nêu trên có thể tính thời gian (t) để oxy hoá amoni có một giá trị ban

đầu nhất định đạt tới một giá trị tiêu chuẩn nào đó.

Từ các số liệu thí nghiệm trên có thể xây dựng được một công thức tính gần đúng cho nồng độ

amoni tại thời điểm t nào đó:

t =

Biểu thức trên có dạng giống lời giải của một phản ứng hoá học bậc không.

Ví dụ lấy trường hợp nồng độ amoni ban đầu là 200 mg/l, nồng độ còn lại là 104, 49 và 4 mg/l

thì thời gian tương ứng với các nồng độ đó sẽ là 163, 256 và 332 phút.

Giá trị từ thực nghiệm là 180, 270 và 360 phút.

y = -0.5886x + 210.16

R² = 0.9977

y = -0.5718x + 149.94

R² = 0.994

y = -0.5916x + 117.8

R² = 0.9963

0

50

100

150

200

250

0 100 200 300 400

NH

4+, m

g N

/l

Thêi gian, phót

NH4=200

NH4=150

NH4=100

Nồng độ amoni ban đầu - nồng độ amoni tại thời điểm t

hằng số tốc độ


~ 158 ~

Kiểm tra tương tự khi nồng độ amoni ban đầu là 150 mg/l tại các thời điểm 90, 180, 270 phút

cho giá trị tương ứng là 91, 188 và 259 phút.

Sai số từ giá trị hồi qui so với thực nghiệm là không lớn, không vượt quá 9%, một kết quả

hoàn toàn có thể chấp nhận trong thực tiễn xử lý nước thải.

Từ số liệu trên cũng ngoại suy được thời gian xử lý hiếu khí để đạt tới một giá trị amoni dư

nào đó (trong nghiên cứu tại phòng thí nghiệm, số liệu động học của quá trình trên được xử lý

theo phương trình bậc 1 tỏ ra thích hợp hơn).

Tỉ lệ giữa nitrit/nitrat tại cùng thời điểm có xu hướng cao đối với lượng amoni ban đầu cao.

Mức độ tăng nồng độ nitrit và nitrat khá đều không nhận thấy vùng cực đại của nitrit như

thường thấy trong nghiên cứu tại phòng thí nghiệm.

13. 5. 4. Ảnh hưởng của mật độ vi sinh.

Thí nghiệm tại hiện trường về ảnh hưởng của mật độ vi sinh được thực hiện với các điều kiện:

nồng độ oxy hoà tan là 2 mg/l, nồng độ amoni ban đầu nằm trong khoảng 208 - 227 mg/l. Kết

quả thu được ghi trong bảng 13. 42 và hình 13. 30.

Bảng 13. 42. Ảnh hưởng của mật độ vi sinh vật. Thí nghiệm với DO = 2 mg/l, mật độ VSV = 2 và

3 g/l.

Mật độ VSV = 2 g/l.

Th gian

phút

pH Kiềm

mg CaCO3/l

NH4+-N

mg N/l

NO2--N

mg N/l

NO3--N

mg N/l

COD

mgO2/l

ORP

mV

NO2/NO3

0 7,48 1950 208,0 28,7 11,6 324 -50 2,47

45 7,40 1790 186,0 36,2 23,2 -44 1,56

90 7,32 1650 159,8 55,7 34,4 -38 1,62

135 7,31 1480 129,0 74,4 48,6 323 -30 1,53

180 7,28 1240 104,3 91,4 61,4 -23 1,49

225 7,14 1100 79,1 103,0 72,7 -19 1,42

270 7,10 940 49,0 126,0 80,0 -17 1,58

315 7,02 700 18,8 154,0 90,8 276 -6 1,70

360 7,00 540 4,0 159,0 102,7 273 1 1,55


~ 159 ~

Mật độ VSV = 3 g/l.

Th gian

phút

pH Kiềm

mg CaCO3/l

NH4+-N

mg N/l

NO2--N

mg N/l

NO3--N

mg N/l

COD

mgO2/l

ORP

mV

NO2/NO3

0 6,92 1850 227,0 10,5 13,2 334 -36 0,8

45 7,04 1500 163,5 28,1 24,4 -33 1,15

90 6,97 1240 106,3 66,3 41,1 -31 1,61

135 6,89 1005 78,6 109,9 51,4 -29 2,14

180 6,85 660 18,7 144,1 69,9 312 4 2,06

Hình 13. 30. Sự biến thiên nồng độ amoni theo thời gian với các mật độ vi sinh vật khác nhau.

Tốc độ oxy hoá amoni trong điều kiện mật độ vi sinh cao lớn hơn so với trường hợp mật độ

thấp khi qui theo mật độ sinh khối. Do thí nghiệm kéo dài nhiều ngày (thí nghiệm lặp lại ba lần,

và thí nghiệm với mật độ vi sinh thấp được tiến hành trước) nên rất có thể tỷ lệ loại vi sinh vật tự

dưỡng cao hơn trong các thí nghiệm có mật độ vi sinh cao.

Tỉ lệ nitrit/nitrat có xu hướng cao hơn trong trường hợp mật độ vi sinh lớn. Hiện tượng trên có

nguyên nhân là quá trình oxy hoá amoni xảy ra cả ở bên trong các tập hợp (hạt) vi sinh vật,

trong đó nồng độ oxy tan thấp hơn giá trị bên ngoài nước (giá trị đo được).

Trong tất cả các thí nghiệm đã thực hiện, lượng nitơ tổng (NH4+, NO2

-, NO3

-) hầu như không

thay đổi, điều đó đồng nghĩa với quá trình khử nitrat xảy ra là không đáng kể.

13. 5. 5. Khử nitrat trên cơ sở phân huỷ nội sinh.

y = -0.5886x + 210.16

R² = 0.9977

y = -1.1144x + 219.12

R² = 0.9864

0

50

100

150

200

250

0 100 200 300 400

NH

4+, m

g N

/l

Thêi gian, phót

2g/l

3g/l


~ 160 ~

Khử nitrat cần có các điều kiện: nguồn chất hữu cơ đóng vai trò chất cho điện tử (chất khử) và

không có mặt oxy trong hệ. Chất hữu cơ có thể sử dụng từ ba nguồn: trực tiếp từ nước thải, từ

quá trình phân huỷ nội sinh tế bào vi sinh vật hoặc chủ động cấp từ ngoài vào.

Chất hữu cơ cấp từ ngoài vào (dưới dạng rượu, đường hay gỉ đường) dễ thực hiện và dễ kiểm

soát quá trình, tuy nhiên nó làm tăng giá thành vận hành.

Lượng chất hữu cơ trong nước thải, COD, thường có giá trị thấp, phần lớn không đáp ứng đủ

cho quá trình khử nitrat (3 - 10 g COD/g NO3-- N), mặt khác thành phần hữu cơ đó có tính bền

cao, trơ với vi sinh vật. Thành phần dễ sinh huỷ thể hiện qua axit hữu cơ dễ bay hơi, VFA, độ

oxy hoá, chúng chiếm tỉ lệ thấp trong thành phần chất hữu cơ.

Quá trình phân huỷ nội sinh tế bào diến ra trong điều kiện yếm khí, thiếu khí và hiếu khí,

mạnh nhất trong điều kiện hiếu khí (chính là quá trình phân huỷ bùn vi sinh trong các hệ xử lý

nước thải). Phân huỷ nội sinh diễn ra phụ thuộc vào nhiệt độ môi trường, mạnh ở nhiệt độ cao.

Vì vậy lượng chất hữu cơ từ quá trình trên phụ thuộc vào các điều kiện: nhiệt độ, mật độ vi sinh

và điều kiện oxy hoá - khử (ORP) của môi trường.

Khử nitrat trên cơ sở chất hữu cơ từ phân huỷ nội sinh được tiến hành dưới điều kiện: mật độ

vi sinh là 2 và 3 g/l, không có mặt của oxy (chỉ khuấy trộn), sau khi đã oxy hoá hoàn toàn amoni.

Kết quả khử nitrat, nitrit được ghi trong bảng 13. 43 và hình 13. 31.

Bảng13. 43. Khử NO2 và NO3 bằng phân huỷ nội sinh không bổ sung thêm COD.

Khử nội sinh 2g/l

Thời gian, giờ 0 1 2 3 4 5 6

pH 6,67 6,74 6,78 6,81 6,84 6,87 6,89

Kiềm 540 545 550 560 565 580 585

NO2- - N 96,1 95,7 95,6 95,4 95,2 93,1 90,3

NO3--N 54,6 54,1 53,2 52,5 52,1 51,9 51,3

ORP, mV +6 -2 -17 -19 -23 -28 -29

COD, mgO2/l 268 256

Khử nội sinh 3g/l

Th gian, giờ 0 1 2 3 4 5 6 7 8

pH 7,27 7,3 7,41 7,51 7,66 7,67 7,69 7,72 7,78


~ 161 ~

Kiềm 450 460 480 510 520 530 550 550 560

NO2—

N 148 147,5 146,8 146,1 145,4 144,8 144,1 143,5 143

NO3--N 54,6 54,1 53,6 53,1 52,5 52,2 51,6 50 49,5

COD, mgO2/l 352 314

ORP, mV -3 -15 -57 -81 -93 -85 -65 -57 -51


NO2-, NO3

- trong quá trình khử nội sinh không bổ sung chất hữu cơ với mật độ vi sinh vật khác

nhau.

Nồng độ oxy hoà tan được duy trì ở mức thấp nhất có thể, tuy nhiên không thể ngăn cản được

quá trình thấm oxy từ không khí. Trong quá trình khuấy trộn (8 giờ) giá trị ORP giảm từ +6

xuống - 29 mV và từ - 3 xuống - 51 mV tương ứng với mật độ vi sinh là 2 và 3 g/l.

pH và độ kiềm đều có xu hướng tăng trong quá trình khử nitrat, do một phần kiềm (khoảng

40% lượng kiềm tiêu hao trước đó do oxy hoá amoni) được sinh ra và vì vậy kéo theo tăng pH.

Mức độ tăng của kiềm không nhiều, chỉ là 45 và 150 mg/l, lượng kiềm này một phần có nguồn

gốc từ khí CO2 hình thành từ phản ứng phân huỷ kết hợp với ion hydroxyl (pH cao) của môi

trường.

Hiệu quả khử được xác định qua mức độ suy giảm của tổng giá trị nitrat, nitrit trong suốt thời

gian tiến hành xử lý. Sau thời gian 8 giờ hiệu quả xử lý chỉ đạt 5 - 6%. Cả nitrat lẫn nitrit đều

giảm dần trong thời gian xử lý, khác với kết quả thu được từ phòng thí nghiệm là diễn biến nồng

y = -0.8214x + 96.95

R² = 0.7236

y = -0.55x + 54.464

R² = 0.9704

y = -0.645x + 148.05

R² = 0.9985

y = -0.6267x + 54.862

R² = 0.9617

40

60

80

100

120

140

160

0 2 4 6 8 10

NO

2-

, N

O3

- , m

g N

/l

Thêi gian, giê

NO2-2g/l

NO3-2g/l

NO2-3g/l

NO3-3g/l


~ 162 ~

đô nitrit theo thời gian có vùng cực đại (xem hình 13. 13, 13. 14). Nguyên nhân có thể là phản

ứng bị khống chế bởi tác nhân thiếu chất hữu cơ.

Nhận xét: Ảnh hưởng của mật độ vi sinh lên tốc độ và hiệu quả khử nitrat không rõ ràng như

mong đợi ngay kể cả trong trường hợp lượng chất tham gia phản ứng (tổng nitrat, nitrit) thấp và

mật độ vi sinh vật cao (3 g/l) cũng như thế oxy hoá khử thuận lợi hơn đối với phản ứng.

13. 5. 6. Khử nitrat có sử dụng chất hữu cơ từ nguồn thải.

Sử dụng nguồn hữu cơ từ nước thải chưa xử lý hoặc nước thải đã được xử lý yếm khí là một

giải pháp nhằm tiết kiệm giá thành vận hành [33, 44]. Lượng chất hữu cơ không những phải đáp

ứng được cho quá trình khử nitrat mà còn phải thoả mãn cho phản ứng khử oxy hoà tan (oxy hoá

chất hữu cơ) luôn có mặt với một nồng độ nhất định nào đó, phản ứng giữa chất hữu cơ với oxy

thuận lợi hơn so với nitrat, nitrit [22].

Thí nghiệm khử nitrat với chất hữu cơ từ nguồn nước rác được tiến hành như sau: Sau khi kết

thúc giai đoạn xử lý hiếu khí, để lắng 30 phút, gạn 50% nước trong và bổ xung thêm 50% nước

rác chưa xử lý vào và thực hiện quá trình khử nitrat. COD là giá trị của hệ khi đã được hoà trộn

thêm 50% nước chưa xử lý. Mật độ vi sinh là 2 và 3 g/l.

Kết quả khử nitrat với chất hữu cơ từ nguồn thải được trình bày trong bảng 13. 44 và hình 13.

32.


~ 163 ~

Bảng 13. 44. Khử NO2-, NO3

- bằng COD của nước rác

Mật độ vi sinh 2 g/l có bổ sung thêm 50% nước rác mới

Th gian, giờ 0 1 2 3 4 5 6

pH 6,77 6,78 6,78 6,79 6,81 6,82 6,82

Kiềm 1400 1405 1410 1415 1415 1420 1430

NO2- - N 99,4 99,1 98,6 98,1 97,5 96,8 95,9

NO3--N 44,1 43,6 43,1 42,7 41,9 41,2 40,5

ORP, mV -55 -40 -36 -44 -47 -51 -53

COD, mgO2/l 345 321

Mật độ vi sinh 3g/l có bổ sung thêm 50% nước rác mới

Th gian, giờ 0 1 2 3 4 5 6 7 8

pH 6,81 6,74 6,78 6,82 6,81 6,84 6,87 6,89 6,89

Kiềm 1300 1310 1340 1345 1350 1360 1365 1365 1370

NO2- - N 79,8 79,3 78,7 78,1 77,6 77,1 76,5 76 75.5

NO3--N 47,5 46,9 46,1 45,2 44,5 43,7 42,6 41,8 41,1

ORP, mV -61 -65 -64 -65 -61 -69 -71 -74 -75

COD, mgO2/l 410 394


NO2-, NO3

- theo thời gian trong quá trình khử nitrat bằng COD của nước rác.

y = -0.5786x + 99.65

R² = 0.9775

y = -0.6x + 44.243

R² = 0.9885

y = -0.5417x + 79.789

R² = 0.9994

y = -0.8233x + 47.671

R² = 0.9975 30

60

90

120

0 1 2 3 4 5 6 7 8

NO

2- , N

O3

- , m

g N

/l

Thêi gian, giê

NO2-2g/l

NO3-2g/l

NO2-3g/l

NO3-3g/l


~ 164 ~

Hiệu quả xử lý của nitrat và nitrit trong điều kiện mật độ vi sinh 2 g/l đạt 4,9%, trong điều

kiện 3 g/l đạt 8,4%. Hiệu quả xử lý COD chỉ đạt 7,1% và 9,6% trong hai trường hợp trên sau thời

gian tương ứng với từng trường hợp.

So sánh với quá trình phân huỷ nội sinh, hiệu quả xử lý có cao hơn nhưng không đáng kể.

Cũng cần phải chú ý rằng trong khi sử dụng chất hữu cơ từ nguồn thì quá trình khử với chất hữu

cơ do phân huỷ nội sinh cũng đồng thời diễn ra. Từ các số liệu trên cho thấy, chất hữu cơ (COD)

trong nước rác là loại khá trơ về phương diện vi sinh, vi sinh vật chỉ sử dụng được một phần rất

nhỏ cho quá trình khử nitrat.

13. 5. 7. Khử hợp chất nitơ theo chu kỳ thời gian.

Kỹ thuật xử lý mẻ kế tiếp giai đoạn có lợi thế rất lớn đối với loại nước thải biến động mạnh về

lưu lượng và mức độ ô nhiễm, thể hiện ở tính linh hoạt trong khi vận hành: thông qua yếu tố thời

gian, ví dụ tăng thời gian sục khí khi nồng độ chất hữu cơ cao và ngược lại. Mặt khác, trong cùng

một thiết bị phản ứng có thể thay đổi môi trường: yếm khí, thiếu khí hoặc hiếu khí bằng cách sục

khí, khuấy trộn. Khả năng sau cho phép loại bỏ nitơ và photpho trong nước thải khi áp dụng các

sơ đồ vận hành thích hợp.

Áp dụng sơ đồ vận hành hiếu khí - thiếu khí (tương ứng với sục khí - khuấy trộn) kế tiếp nhau

có khả năng loại bỏ hợp chất nitơ. Hiệu quả loại bỏ nitơ phụ thuộc vào đặc trưng của nước thải,

chủ yếu là tỉ lệ N/C và chế độ vận hành thích hợp: tỉ lệ thời gian giữa các giai đoạn hiếu khí -

thiếu khí. Khác với các thí nghiệm tiến hành quá trình khử nitrat sau khi đã oxy hoá hoàn toàn

amoniac trong nước thải, khi đó lượng chất hữu cơ đã cạn kiệt và với đặc trưng của nước rác, sản

phẩm hình thành cũng dịch chuyển về phía sản phẩm nitrat.

Nước rác được xem là nguồn nước nghèo chất hữu cơ có khả năng sinh huỷ so với lượng nitơ

cần được xử lý, vì vậy để tiết kiệm giá thành vận hành cần tận dụng tối đa lượng chất hữu cơ có

sẵn trong nguồn thải.

Kết hợp xử lý hiếu khí - thiếu khí theo chu kỳ sẽ đáp ứng được các tiêu chí: tiết kiệm năng

lượng và chất hữu cơ.

Tiết kiệm năng lượng thực hiện được nhờ: giảm thời gian sục khí (lượng oxy) cần để oxy hoá

chất hữu cơ và oxy hoá từ nitrit thành nitrat. Năng lượng dùng cho sục khí tốn hơn so với năng

lượng khuấy trộn trong giai đoạn thiếu khí.

Tiết kiệm chất hữu cơ là do nguyên nhân: chất hữu cơ sử dụng để khử nitrit chỉ bằng 60% so

với khử nitrat.

Tổng hợp tất cả các yếu tố nêu trên với mục tiêu giảm giá thành vận hành, thí nghiệm tại hiện

trường được bố trí: thực hiện oxy hoá ở mức độ nhất định và tiến hành khử nitrit, nitrat mới hình

thành với chất hữu cơ còn dư của hệ và chất hữu cơ do phân huỷ nội sinh.


~ 165 ~

Với mục đích trên thí nghiệm được tiến hành với mật độ vi sinh 2,5; 3,0 và 5,0 g/l, thời gian

của chu kỳ hiếu khí/thiếu khí thay đổi từ 1:1 đến 1:2.

Đánh giá về tỉ lệ giữa thời gian sục khí: khuấy trộn cho một chu kỳ có cùng thời gian (7 giờ)

là 1:1 và 1:2, mật độ vi sinh là 3 g/l. Các thông số được theo dõi gồm: pH, độ kiềm, amoni, NO2-,

NO3-, TN (tổng NO2

-, NO3

-, NH4

+) và COD.

Kết quả được trình bày trong bảng 13. 45 và hình 13. 33.

Bảng13. 45. Khử hợp chất nitơ theo chu kỳ thời gian (tỉ lệ sục khí/khuấy trộn), mật độ vi sinh 3

g/l

Tỉ lệ sục khí: khuấy trộn = 1giờ/1giờ

Thời gian, giờ pH Kiềm

mg CaCO3/l

NH4+-N

mg N/l

NO2--N

mg N/l

NO3--N

mg N/l

TN

mg N/l

COD

mgO2/l

0 8,2 2087 153 0,6 2,1 155,7 506

1 8,4 1937 128 9,7 3,7 141,4 489

2 8,4 1910 126 6,9 1,4 134,3 454

3 8,5 1810 108 12,8 5,9 126,7 393

4 8,5 1823 106 8,2 3,2 117,4 331

5 8,5 1710 92 17,1 10,0 119,1 332

6 8,5 1693 89 10,9 7,3 107,2 328

7 8,5 1560 69 20,7 14,1 103,8 324

Hiệu suất, % 54,9 33,5 35,9

Tỉ lệ sục khí: khuấy trộn = 1giờ/2giờ

Thời gian, giờ pH Kiềm

mg CaCO3/l

NH4+-N

mg N/l

NO2--N

mg N/l

NO3--N

mg N/l

TN

mg N/l

COD

mgO2/l

0 8,2 2087 153 0,6 2,1 155,7 506

1 8,4 1916 125 10,2 4,5 139,7 469

3 8,4 1893 123 7,36 1,7 132,0 347

4 8,5 1878 98,5 14,6 5,9 119,0 330

6 8,4 1757 97 10,5 3,9 111,4 327


~ 166 ~

7 8,5 1657 72 16,3 8,5 96,8 323

Hiệu suất, % 52,9 37,8 36,2

Hình 13. 33. Hiệu quả loại bỏ hợp chất nitơ phụ thuộc vào tỉ lệ thời gian sục khí/khuấy trộn

Trong suốt quá trình phản ứng, độ kiềm giảm, cho trường hợp tỉ lệ sục khuấy 1:1 và 1:2 là 6,1

và 5,3 g/g amoni đã bị oxy hoá.

Mức suy giảm trong trường hợp có thời gian khuấy lâu hơn tiêu hao ít kiềm hơn là hợp lý vì

trong thời gian đó lượng kiềm được trả lại một phần do phản ứng khử nitrat.

Trong 7 giờ tiến hành phản ứng, thời gian sục khí trong trường hợp đầu là 4 giờ, trường hợp

sau là 3 giờ, hiệu quả xử lý amoni đạt 54,9 và 52,9%. Mức độ chênh lệch giữa hai trường hợp

không lớn. Tương tự như vậy hiệu quả xử lý COD của hai trường hợp cũng đạt xấp xỉ nhau: 35,9

và 36,2%.

Sự biến động của nitrit, nitrat theo thời gian có tính chu kỳ: tăng sau giai đoạn sục khí và giảm

sau giai đoạn khuấy trộn.

Tổng nitơ trong hệ (nitrit, nitrat, amoni) nhìn chung giảm đều theo thời gian: giảm amoni

trong giai đoạn sục khí, giảm nitrit và nitrat trong giai đoạn khuấy trộn, hiệu quả xử lý sau 7 giờ

đạt 33,5% và 37,8% trong mỗi trường hợp.

0

20

40

60

80

100

120

140

160

0 2 4 6 8

Sù b

iÕn t

hiª

n N

H4, N

O2, N

O3, m

g N

/l

Thêi gian, giê

NH4 1h:1h

NO2 1h:1h

NO3 1h:1h

NH4 1h: 2h

NO2 1h: 2h

NO3 1h: 2h

TN 1h:1h

TN 1h: 2h

Sục khí

Khuấy trộn


~ 167 ~

Có thể cho rằng, suy giảm nồng độ tổng nitơ là do sản phẩm khí nitơ hình thành, quá trình bay

hơi amoniac nếu có thì chỉ đóng góp một phần nhỏ do nhiệt độ vào thời điểm thí nghiệm không

cao và lưu lượng khí không lớn.

Mức độ chênh lệch hiệu quả xử lý nitơ giữa hai sơ đồ vận hành không lớn, tuy nhiên sơ đồ

vận hành sục khí/khuấy trộn theo tỉ lệ 1:2 tỏ ra thuận lợi hơn về mặt tiết kiệm năng lượng.

So với các quá trình khử nitrat thông dụng (với các nước thải loại khác như nước thải sinh

hoạt, giết mổ gia súc, nước thải thuỷ sản) khử nitrat trong nước rác xảy ra chậm hơn, chủ yếu là

do mức độ khó sinh huỷ của các thành phần hữu cơ trong nước rác [33, 45]. Điều này cũng thể

hiện rõ là mức độ suy giảm tổng nitrat và nitrit ở các giai đoạn khuấy trộn về cuối nhỏ hơn nhiều

so với giai đoạn ban đầu, có lẽ chủ yếu do phản ứng với chất hữu cơ từ phân huỷ nội sinh.

Để đánh giá về vai trò của mật độ vi sinh trong sơ đồ vận hành theo chu kỳ, thí nghiệm được

tiến hành ở hai mức mật độ vi sinh là 2,5 và 5,0 g/l, tổng thời gian phản ứng là 8 giờ, tỉ lệ thời

gian sục khí/khuấy trộn là 1,5 giờ/0,5 giờ.

Kết quả được trình bày trong bảng 13. 46 và hình 13. 34.

Bảng 13. 46. Xử lý theo chu kỳ với mật độ vi sinh khác nhau, tỉ lệ thời gian sục khí : khuấy

trộn = 1,5 giờ/ 0,5 giờ.

Mật độ VSV 2,5 g/l

Th gian, phút pH Kiềm

mg CaCO3/l

NH4+-N

mg N/l

NO2--N

mg N/l

NO3--N

mg N/l

TN

mg N/l

COD

mg O2/l

0 8,3 1600 219 1,77 2,0 222,7 469

90 8,7 1435 191 10,9 3,2 205,1 434

120 8,7 1438 187 10,5 2,5 200,0 426

210 8,7 1299 157 20,9 7,3 185,2 412

240 8,7 1306 154 21,3 6,4 181,7 403

330 8,7 1121 130 38,8 17,5 186,3 402

360 8,6 1122 129 37,9 16,2 183,1 398

450 8,6 946 100 51,5 26,0 177,5 395

480 8,6 947 98 50,7 24,5 173,2 386

Hiệu suất, % 55,2 22,2 17,7

Mật độ VSV 5 g/l


~ 168 ~

Th gian, phút pH Kiềm

mg CaCO3/l

NH4+-N

mg N/l

NO2--N

mg N/l

NO3--N

mg N/l

TN

mg N/l

COD

mg O2/l

0 8,2 1435 203 0.9 1.3 204,4 432

90 8,7 1220 167 9.3 2.7 189,0 411

120 8,6 1250 164 5.7 2.0 171,7 405

210 8,7 1103 135 17.9 5.4 158,3 401

240 8,7 1138 133 13.9 4.0 150,9 392

330 8,7 927 106 29.6 13.4 149,0 387

360 8,6 956 103 24.1 9.2 136,3 377

450 8,6 783 78 41.9 19.1 139,0 379

480 8,6 826 76 36 15.0 117,0 373

Hiệu suất, % 62,6 42,6 13,6


~ 169 ~

Hình 13. 34. Ảnh hưởng của mật độ vi sinh vật đến hiệu quả oxy hoá amoni và khử nitrit,

nitrat.

Do thời gian sục khí lâu hơn (tổng cộng là 6 giờ) so với thời gian khuấy trộn (2 giờ) nên hiệu

quả xử lý amoni đạt 55,2 và 62,6% tương ứng với mật độ vi sinh là 2,5 và 5,0 g/l trong khi hiệu

quả xử lý COD đạt thấp, từ 13,6 - 17,7%.

Hiệu quả xử lý tổng nitơ đạt thấp hơn so với hiệu quả xử lý amoni, đạt 22,2% và 42,6% trong

hai trường hợp, hiệu suất xử lý tổng nitơ cao gần gấp đôi trong trường hợp mật độ vi sinh 5,0 g/l

(22,2 và 42,6%) trong khi hiệu quả xử lý amoni chỉ tăng khoảng 6% (55,2 và 62,6%). Kết quả

nhận được chứng tỏ một phần vai trò của chất hữu cơ do phân huỷ nội sinh của vi sinh vật. Tại

mọi thời điểm tổng của nitrat và nitrit đều thấp hơn ở hệ có mật độ vi sinh cao.

13. 5. 8. Khử hợp chất nitơ có bổ xung thêm chất hữu cơ.

0

50

100

150

200

250

0 100 200 300 400 500

NH

4, N

O2, N

O3, m

g N

/l

Thêi gian, phót

NH4 - 2.5 g/l NO2 - 2.5 g/l

NO3 - 2.5 g/l NH4 - 5 g/l

NO2 - 5 g/l NO3 - 5 g/l

TN - 2.5 g/l TN - 5g/l

Sục khí

Khuấy trộn


~ 170 ~

Mặc dù đã kéo dài thời gian xử lý thiếu khí nhưng nồng độ nitrit, nitrat dư còn khá cao, đặc

biệt là vào giai đoạn về sau. Điều đó có nguyên nhân trực tiếp là thiếu nguồn hữu cơ (dễ sinh

huỷ) cho phản ứng khử nitrit, nitrat.

Thí nghiệm tiếp theo được tiến hành với tỉ lệ thời gian sục khí/khuấy trộn cao hơn, cụ thể là

với tỉ lệ 2:1 và 3:1 trong toàn bộ chu kỳ là 360 phút.

Điều kiện thí nghiệm: DO = 3 mg/l, mật độ vi sinh 2 g/l, chất hữu cơ bổ xung là đường (1 g

đường 1 g COD) được bổ xung vào đầu mỗi giai đoạn thiếu khí.

Kết quả được trình bày trong bảng 13. 47, 13. 48 và trong hình 13. 35, 13. 36.

Bảng 13. 47. Sự thay đổi thành phần nước rác trong điều kiện hiếu khí/ thiếu khí có bổ sung

thêm chất hữu cơ theo thời gian (2:1)

Thời gian

TN

pH Kiềm (mg

CaCO3/l)

NH4+-N

(mgN/l)

N-NO2-

(mgN/l)

N-NO3-

(mgN/l)

COD

(mgO2/l)

COD

Bổ sung

NKT

(mgN/l)

TN

(mgN/l)

Đầu vào 8,3 2027 121 0,44 1,44 494 135 123

60 phút 8,5 1946 104 5,37 1,72 410 + 292 - 112

90 phút 8,5 1956 105 0,22 1,49 499 - 107

150 phút 8,5 1859 84,5 4,68 1,73 432 + 274 - 91

180 phút 8,4 1874 82 0,39 1,39 501 - 84

240 phút 8,5 1810 63,5 4,43 2,15 461 + 196 - 72,3

270 phút 8,5 1810 64 0,1 1,08 476 - 65,2

330 phút 8,5 1751 46 4,54 2,13 426 + 213 - 55,2

360 phút 8,5 1776 43 0,79 0,94 450 55 44,9

Hiệu suất 64,5% 59,3% 63,5%

Bảng 68. Sự thay đổi thành phần nước rác trong điều kiện hiếu khí/ thiếu khí có bổ sung chất

hữu cơ theo thời gian

(tỉ lệ sục khí/ khuấy là 3:1).

Thời gian

TN

pH Kiềm (mg

CaCO3/l)

NH4+-N

(mgN/l)

N-NO2-

(mgN/l)

N-NO3-

(mgN/l)

COD

(mgO2/l)

COD

Bổ sung

NKT

(mgN/l)

TN

(mgN/l)

Đầu vào 8,3 2027 121 0,44 1,44 494 135 123

90 phút 8,6 1863 96 7,99 2,26 445 + 278 - 106,3

120 phút 8,5 1879 93 0,64 1,26 477 - 94,9

210 phút 8,6 1790 72 6,83 2,96 424 + 217 - 83,8

240 phút 8,5 1817 69,6 0,18 1,2 459 - 70,9


~ 171 ~

330 phút 8,5 1724 47 8,26 3,14 409 + 259 - 59,4

360 phút 8,5 1733 48 0,31 1,29 475 57 49,8

Hiệu suất 60,3% 57,8% 59,5%

Hình 13. 35. Oxy hoá amoni trong điều kiện tỉ lệ thời gian của chu kỳ hiếu khí/ thiếu khí 2 : 1, 3 :

1 có bổ sung chất hữu cơ.

0

20

40

60

80

100

120

140

0 60 120 180 240 300 360

NH

4+, m

g N

/l

Thêi gian, phót

sôc:khuÊy = 2:1

sôc:khuÊy = 3:1

0

20

40

60

80

100

120

140

0 60 120 180 240 300 360

T-

N,

mg N

/l

Thêi gian, phót

sôc:khuÊy = 2:1

sôc:khuÊy = 3:1






~ 172 ~

Hình 13.36. Hiệu quả xử lý tổng nitơ phụ thuộc vào tỉ lệ thời gian của chu kỳ hiếu khí/ thiếu khí

2 : 1, 3 : 1 có bổ sung chất hữu cơ.

Đặc điểm rõ rệt nhất có thể nhận thấy là nồng độ nitrit và nitrat trong hệ sau xử lý thiếu khí

còn rất thấp, nồng độ nitrit dưới 1 mg/l, nitrat dưới 1,5 mg/l.

Vì vậy hiệu quả xử lý tổng nitơ của hệ xấp xỉ với hiệu quả xử lý amoni và đạt khoảng 60%.

Hiệu suất xử lý amoni đạt 64,5% và 60,3% trong hai trường hợp và hiệu quả xử lý tổng nitơ

tương ứng đạt 63,5% và 59,5%. Hiệu quả xử lý amoni và kéo theo là của tổng nitơ chậm dần ở

các giai đoạn cuối của chu kỳ do nồng độ của amoni khi đó thấp, mặt khác lượng chất hữu cơ

(đường) bổ xung cũng còn dư lại một phần và do đó lượng nitrat, nitrit hình thành cũng thấp

theo.

Một vấn đề cũng rất đáng được quan tâm là hiệu quả khử nitrat và nitrit trong giai đoạn thiếu

khí. Quá trình khử nitrat thành khí nitơ trải qua giai đoạn trung gian là nitrit. Trong quá trình xử

lý hiếu khí nồng độ nitrit luôn cao hơn nồng độ nitrat, đó cũng là điều kiện thuận lợi. để giảm giá

thành vận hành (tiết kiệm oxy và chất hữu cơ). Hiệu quả khử nitrat và nitrit khi được bổ xung

đầy đủ chất hữu cơ sau các giai đoạn xử lý hiếu khí được trình bày trong bảng 13. 49.

Bảng 13. 49. Hiệu suất khử nitrit, nitrat

Tỉ lệ thời gian sục khí/ khuấy là 2 : 1 Tỉ lệ thời gian sục khí/ khuấy là 3 : 1

Giai đoạn

thiếu khí

Hiệu suất khử (%) Giai đoạn

thiếu khí

Hiệu suất khử (%)

NO2- NO3

- NO2

- NO3

-

Pha 1: 30 phút 95,9 13,4 Pha 1: 30 phút 92 44,2

Pha 2: 30 phút 91,7 19,6 Pha 2: 30 phút 97,4 59,5

Pha 3: 30 phút 97,7 49,8 Pha 3: 30 phút 96,2 46,5

Pha 4: 30 phút 82,5 55,9

Từ bảng 13. 49 cho thấy khi có đầy đủ chất hữu cơ và trong điều kiện không có mặt oxy thì

hiệu suất khử nitrit rất cao và cao hơn hiệu suất khử nitrat. Trong thời gian 30 phút của chu kỳ

thiếu khí, hiệu suất khử nitrit ở cả hai hệ không khác nhau nhiều, hiệu quả khử nitrit đạt từ 82,5 -

97,7% ở thí nghiệm với tỉ lệ 2 : 1 và từ 92 - 97,4% ở thí nghiệm với tỉ lệ 3 : 1, trong khi hiệu quả

khử nitrat đạt cao nhất là 59,5%. Điều đó chứng tỏ quá trình khử nitrit xảy ra nhanh hơn so với

khử nitrat. Đó là yếu tố có lợi về phương diện vận hành, đỡ tốn oxy cấp cho quá trình oxy hoá

nitrit thành nitrat và lượng chất hữu cơ để khử nitrat về nitrit.

Nhận xét.


~ 173 ~

Do sự biến động lớn về lưu lượng và mức độ ô nhiễm nước rác theo thời gian nên công nghệ

được lựa chọn để xử lý nước rác là kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn (Sequencing batch reactor

SBR).

Hệ thí nghiệm pilot theo kỹ thuật SBR được xây dựng và vận hành vào mùa khô, nồng độ chất

gây ô nhiễm ở mức trung bình, nhiệt độ môi trường nằm ở khoảng thấp nhất trong năm.

Nội dung thí nghiệm pilot bao gồm:

- Đánh giá hiệu quả xử lý hiếu khí phụ thuộc vào các yếu tố: nồng độ oxy hoà tan, nồng độ tạp

chất ban đầu và mật độ vi sinh vật (tập trung vào quá trình vi sinh tự dưỡng.

- Đánh giá quá trình khử nitrat sau khi đã oxy hoá hoàn toàn amoni và đã oxy hoá từng phần

(theo chu kỳ hiếu khí, thiếu khí kế tiếp) bằng cách sử dụng nguồn chất hữu cơ từ nước nguồn,

từ phân huỷ nội sinh và nguồn hữu cơ bổ xung từ ngoài vào.

- Tương tự với kết quả nghiên cứu trong phòng thí nghiệm ảnh hưởng của các yếu tố: oxy hoà

tan, mật độ vi sinh, nồng độ ban đầu đều có ảnh hưởng lên tốc độ và hiệu quả chuyển hoá

amoni, tỉ lệ nitrat/nitrit hình thành.

- Điều khác biệt đáng kể so với nghiên cứu trong thí nghiệm là: số liệu thu được về quá trình

động học oxy hoá amoni phù hợp với loại phản ứng bậc không, trong khi các số liệu từ phòng

thí nghiệm phù hợp hơn với phản ứng bậc 1.

- Chất hữu cơ từ phân huỷ nội sinh hoặc từ nước nguồn chỉ đáp ứng được phần rất nhỏ cho quá

trình khử nitrat. Hiệu quả xử lý nitrat tăng rất nhanh khi sử dụng nguồn hữu cơ bổ xung từ

ngoài vào.

- Xử lý theo chu kỳ đạt hiệu quả cao: tiết kiệm năng lượng và chất hữu cơ do tận dụng được

bước khử ―tắt‖ từ nitrit. Khử nitrit có tốc độ và hiệu suất cao hơn nhiều so với khử từ nitrat.

- Tỉ lệ về thời gian giữa xử lý hiếu khí và thiếu khí chỉ có thể xác định được trong điều kiện theo

dõi vận hành trực tiếp chứ không thể đưa ra một sơ đồ chung.

- Tốc độ và hiệu quả xử lý nitơ chậm dần vào thời gian cuối của chu trình xử lý.

- Kỹ thuật xử lý mẻ kế tiếp giai đoạn tỏ ra thích hợp với đối tượng là nước rác thông qua sơ đồ

vận hành thích hợp được thiết lập tại hiện trường.

13. 6. Kiểm soát và xử lý nước rác tại các nước phát triển.

13. 6. 1. Những vấn đề chung.

Kiểm soát chất lượng nước rác được xác định trước hết từ chính sách của chính quyền địa

phương trên nền tảng chính sách tổng thể của nhà nước. Vì vậy công nghệ xử lý nước rác mang


~ 174 ~

tính đặc thù riêng của từng vùng, nói cách khác, trên cơ sở rất phong phú của các phương pháp

xử lý hiện có cần phải lựa chọn một sơ đồ công nghệ tổ hợp (kết hợp nhiều phương pháp xử lý

khác nhau) nhằm đáp ứng các tiêu chí:

- Qui định thải của nguồn nước nhận (sông, ao, hồ với mục đích tưới tiêu, du lịch, nuôi trồng

thuỷ sản...)

- Hàm lượng dư của các chất ô nhiễm sau xử lý (đặc biệt là các chất có độ độc hại cao, hàm

lượng thấp rất nhạy cảm với một số địa phương, ví dụ thuỷ ngân ở Nhật).

- Giá thành xây dựng và vận hành hệ thống phù hợp với điều kiện kinh tế, kỹ thuật, xã hội, dân

trí của địa phương.

- Tương hợp với lịch sử hình thành của nước rác trước khi áp dụng công nghệ xử lý.

Nguồn nước nhận là nguồn chứa nước rác sau khi xử lý. Đặc điểm của nguồn nhận bao gồm:

dung tích tầng chứa, vị trí so với vùng dân cư tập trung, khả năng thấm của đất đai, nguy cơ chảy

tràn, hệ sinh thái thuỷ động vật, lưu lượng nước (dòng chảy) vào và ra khỏi nguồn nhận.

Dựa vào các yếu tố trên, qui định cụ thể về chất lượng thải vào một nguồn nhận cụ thể sẽ

được địa phương đó thiết lập trên cơ sở luật môi trường của quốc gia.

Tiêu chuẩn thải của nước rác thường không qui định một cách cứng nhắc mà trước hết phải

trên nền tảng ―khả thi‖ của tiêu chuẩn theo địa phương (nghèo, giàu, đông hoặc ít dân cư) ngay

trong một quốc gia. Từng quốc gia thiết lập tiêu chuẩn riêng (bảng 13. 50) và thường được xem

xét lại sau một thời gian với xu hướng ngày càng trở nên ngặt nghèo hơn phù hợp với sự phát

triển của kinh tế và công nghệ.

Bảng 13. 50: Một số tiêu chuẩn quốc gia áp dụng cho nước rác [62].

Thông số Đơn vị Mỹ Nhật Anh Đức Thuỵ Sĩ Úc

Sông Biển

BOD mg O2/l 100 160 - 60 20 20 25

COD (Mn) mg O2/l - - 160 - - - -

COD (Cr) mg O2/l - - - - 200 - 90

SS mg/l - 200 200 100 20 20 30

NH3-N mg/l 35 - - 80 50 - -

NO2--N mg/l - - - - 10 0,3 1,5

Năm - 1979 1989 1988 1981


~ 175 ~

Ngoài các qui định chung về tiêu chuẩn thải, do đặc thù sinh hoạt và sản xuất của vùng một số

nơi còn qui định cụ thể về tiêu chuẩn thải đối với một số đối tượng nhạy cảm: một số kim loại

nặng, hợp chất carbon đa trùng ngưng (PAH), polychlorinated biphenyl (PCB), hoá chất bảo vệ

thực vật, hợp chất hữu cơ chứa clo (clo-hữu cơ).

Hai nguồn chi phí trực tiếp để hoạt động một hệ thống xử lý nước rác là: chi phí xây dựng hệ

thống (xây dựng cơ bản, thiết bị, máy móc, phương tiện quan trắc, điều khiển, khấu hao,...) và

chi phí vận hành (năng lượng, hoá chất, nhân công). Hai loại chi phí trên liên quan chặt chẽ với

nhau. Ví dụ một hệ xử lý bằng phương pháp hấp phụ trên than hoạt tính có giá thành xây dựng

ban đầu thấp nhưng chi phí vận hành rất cao kèm theo là chi phí xử lý than hoạt tính sau khi nó

đã bão hoà hấp phụ. Tình trạng tương tự cũng xảy ra đối với phần lớn các phương pháp oxy hoá.

Phương pháp lọc màng (các loại) đạt hiệu quả xử lý cao nhưng giá thành vận hành và bảo dưỡng

(duy trì hoạt động) rất đắt. Sử dụng sơ đồ công nghệ cần phải cân đối được về mặt tổng giá thành

và được tối ưu cụ thể.

Đặc trưng của nước rác là sự biến động rất lớn về lưu lượng thải và độ ô nhiễm mà công nghệ

xử lý chỉ là một khâu trong hoạt động của một bãi rác. Lưu lượng thải và đặc trưng ô nhiễm nước

rác là sản phẩm trung gian và bị chi phối bởi các thao tác được thực hiện trước đó. Mỗi nguồn

nước rác đều có tính đặc thù riêng, các số liệu chỉ thể hiện cho chính nội dung được đánh giá.

Lưu lượng nước rác bị chi phối chủ yếu bởi lượng nước mưa (70 - 80%) và độ ẩm của rác thải

(dưới 30%) vì vậy nó phụ thuộc vào chế độ mưa của vùng, kết cấu của bãi chôn lấp rác và thao

tác chôn lấp [46, 47, 48]. Ví dụ ở nhiều bãi rác diện tích đã chôn lấp trong ngày lập tức được nén

và phủ đất trên bề mặt, thao tác đó hạn chế đáng kể sự hình thành nước rác.

Đặc trưng ô nhiễm nước rác cũng bị chi phối bởi các thao tác trước đó: phân loại rác, giảm

lượng chất hữu cơ dễ phân huỷ, hạn chế mức độ ô nhiễm, rác đốt (sản xuất năng lượng) thải ra

chất ô nhiễm chủ yếu ở dạng vô cơ và các chất hữu cơ độc dạng vi lượng (dioxin).

Thời gian phân huỷ rác và điều kiện thời tiết sẽ tạo ra nước rác có độ ô nhiễm rất khác nhau: ô

nhiễm nhẹ, trung bình hoặc nặng.

Tại nhiều bãi chôn lấp rác, để thúc đẩy quá trình phân huỷ rác người ta thực hiện khá nhiều

biện pháp, trong đó có sử dụng nước rác phun trở lại vào đống rác. Động tác trên làm thay đổi

khá rõ đặc trưng ô nhiễm của nước rác [49, 50, 57].

13. 6. 2. Công nghệ xử lý nước rác.

Nước rác là một loại nước thải. Công nghệ xử lý nước thải rất phong phú với cỡ vài chục biến

hình công nghệ đang được sử dụng trong thực tiễn trên nền của các quá trình công nghệ cơ bản

theo từng cấp.


~ 176 ~

Hai phương pháp xử lý cơ bản áp dụng trong xử lý nước rác là phương pháp hoá học và vi

sinh.

Phương pháp hoá học, hoá lý gồm: keo tụ, hấp phụ, trao đổi ion, oxy hoá, kết tủa và phương

pháp màng lọc, lắng.

Phương pháp sinh học: xử lý vi sinh yếm khí, hiếu khí, thiếu khí và các tổ hợp của chúng.

Mỗi phương pháp nhằm một mục tiêu xử lý cho một đối tượng, nhưng một phương pháp cũng

có thể áp dụng xử lý đồng thời cho nhiều đối tượng và để xử lý một đối tượng cũng có thể sử

dụng nhiều phương pháp khác nhau. Tuy nhiên trong thực tế một phương pháp hay một tổ hợp

thường chỉ nhằm vào một đối tượng chính, các đối tượng khác chỉ được xem là cộng thêm.

Trước hết cần điểm qua các phương pháp - còn gọi là các đơn vị công nghệ của một hệ thống

xử lý với các chức năng chính của chúng.

Keo tụ: Sử dụng các loại hoá chất keo tụ (phèn nhôm, phèn sắt, poly nhôm clorua) kết hợp

với các chất trợ keo tụ (polyme hữu cơ tích điện âm, dương hay trung hoà có dạng mạch thẳng)

để tách loại các chất cặn không tan trong nước. Trong quá trình keo tụ nước rác, các cặn không

tan chủ yếu là thành phần hữu cơ, vì vậy keo tụ sẽ làm giảm COD ở dạng không tan. Oxit -

hydroxit nhôm, sắt tạo thành qua phản ứng thủy phân có khả năng hấp phụ trong chừng mực nào

đó đối với chất hữu cơ tan vì vậy cũng loại bỏ thêm được một phần nhỏ thành phần COD trong

nước rác, chủ yếu là các chất hữu cơ có phân tử lượng cao (> 5000) và một vài hợp chất gây màu

[51].

Quá trình keo tụ làm giảm lượng photphat trong nước rác (hàm lượng photphat thấp) do tạo

thành muối nhôm, sắt photphat khó tan, làm giảm độ kiềm và pH của nước rác.

Hấp phụ: Chất hấp phụ sử dụng trong xử lý nước thải chủ yếu là than hoạt tính hoặc một số

loại nhựa tổng hợp có tính chất bề mặt là kỵ nước. Than hoạt tính dạng hạt hoặc bột được sản

xuất từ nhiều nguồn nguyên liệu khác nhau với số loại lên tới trên 400 nhãn hiệu thương phẩm.

Do cấu trúc xốp của từng loại than rất khác nhau nên khi sử dụng cần chọn lựa được loại than có

kích thước lỗ xốp thích hợp. Loại than có diện tích bề mặt lớn hơn 1000 m2/g không thích hợp

đối với xử lý nước rác do lỗ xốp nhỏ.

Than hoạt tính chỉ có khả năng hấp phụ chất hữu cơ tan có phân tử lượng thấp và có khả năng

hấp phụ màu cao khi chọn được loại thích hợp.

Trao đổi ion: ít được sử dụng trong xử lý nước rác trừ trường hợp cần thu hồi một số ion đối

với nước rác sau quá trình thiêu đốt.

Lọc màng: Giải pháp kỹ thuật gần đây được sử dụng ngày càng tăng ở các nước công nghiệp.

Loại màng sử dụng thường là màng siêu lọc (ultrafitration) hoặc màng nano. Các loại màng trên

ngoài tác dụng tách lọc cặn không tan còn có khả năng tách được một phần chất tan. Màng lọc dễ


~ 177 ~

bị tắc, bị hư hỏng và phân cực trong môi trường nước rác, chu kỳ hoạt động thấp nên giá thành

vận hành và bảo dưỡng cao [52, 53].

Oxy hoá: Sử dụng một số chất oxy hoá như clo hoạt động, ozon, hợp chất Fenton để phân huỷ

chất hữu cơ và màu trong nước rác. Phương pháp oxy hoá ít được sử dụng trừ khi cần phải xử lý

một số dạng chất hữu cơ đặc biệt.

Xử lý vi sinh yếm khí: Phương pháp xử lý vi sinh yếm khí chỉ có tác dụng làm giảm BOD, nó

thích hợp với nước rác có BOD cao (nhằm tiết kiệm năng lượng) trong điều kiện ấm nóng.

Xử lý vi sinh hiếu khí: Phương pháp hiếu khí chỉ xử lý được BOD và oxy hoá amoni thành

nitrit và nitrat.

Xử lý vi sinh thiếu khí: Phương pháp thiếu khí được sử dụng để khử nitrat và xử lý một phần

BOD trong nước rác.

Điều rất đáng chú ý về xử lý nước rác tại các nước công nghiệp là: chính quyền chỉ qui định

và kiểm soát chất lượng thải, việc lựa chọn công nghệ xử lý sao cho thích hợp là quyền của các

công ty đảm nhận công việc xử lý và không bao giờ tổ chức hội đồng thẩm định công nghệ hay

thẩm định thiết kế. Việc lựa chọn công nghệ và thiết kế là công việc của các nhà tư vấn chịu

trách nhiệm trước nhà đầu tư.

Nghiên cứu công nghệ xử lý nước rác (tổng thể hoặc một công đoạn nào đó) là dựa trên cơ sở

nhu cầu thực tế hoặc để cải thiện một khâu nào đó. Kết quả chỉ được áp dụng trong thực tế bởi

các công ty (mua bản quyền) với đảm bảo khi áp dụng sẽ mang lại hiệu quả kinh tế cho chính

công ty đó.

13. 6. 3. Công nghệ xử lý nước rác ở các nước tiên tiến.

Tuy có những nét chung là sử dụng các phương pháp hoá học, hoá lý, vi sinh để xử lý nước

rác ở các nước tiên tiến với trình độ kỹ thuật cao, thiết bị hiện đại, luôn cải tiến, nâng cao và

hoàn thiện các hệ thống đang hoạt động và các hệ mới xây dựng, nét đặc thù riêng về công nghệ

xử lý nước rác là phổ biến.

Để xây dựng hệ thống xử lý nước rác, công ty DEQ (Mỹ) đã thực hiện [9]:

- Đánh giá lưu lượng nước thải sinh ra từ bãi rác.

- Đánh giá đặc trưng ô nhiễm của nước rác, sử dụng phương pháp ngoại suy để dự báo diễn biến

ô nhiễm theo thời gian có tham khảo số liệu của bãi rác gần nhất đang hoạt động. Đối vơí các

bãi rác chưa vận hành sẽ thu thập các số liệu của các bãi rác gần nhất và so sánh với điều kiện

khí hậu, thời tiết, công nghệ chôn lấp rác của từng bãi chôn lấp.


~ 178 ~

- Xác định tình trạng của nguồn nước nhận, giá thành xử lý, hậu quả đối với môi trường, khó

khăn về phương diện kỹ thuật, tiêu chuẩn thải, tính tương hợp với các thành phần thiết bị và

vận hành của bãi chôn lấp rác.

- Xác định các chỉ tiêu thải chung và đặc thù.

- Xác định giá thành xây dựng và vận hành hệ xử lý nước rác.

- Lựa chọn phương pháp xử lý tổng thể (nước, bùn...) tối ưu trên cơ sở giá thành xây dựng và vận

hành hệ thống.

Trên cơ sở đặc trưng của nguồn nước nhận sẽ tiến hành các giải pháp công nghệ khác nhau, ví

dụ hoà trộn lẫn với hệ nước thải sinh hoạt, sử dụng để tưới tiêu, xử lý tại chỗ và xả vào nguồn

nước mặt hoặc một phương thức nào khác.

Hoà trộn lẫn với nguồn nước sinh hoạt không đòi hỏi bất kỳ một giai đoạn xử lý hoặc tiền xử

lý nào khác vì cục môi trường Mỹ không đòi hỏi [55].

Phương pháp hoà trộn với nguồn nước sinh hoạt được thực hiện khá phổ biến ở vùng tây bắc

nước Mỹ tại các bãi rác: St. Johnson (Oregon), Cedar Hills (Washington), Cathcart Snobomish

County (Washington), Kent Highland (Kent Washington).

Khi sử dụng vào mục đích tưới tiêu, nước rác chỉ cần được xử lý sơ bộ theo tiêu chuẩn

―Standard for leachate spray irrigation managent‖ October 28, 1992.

Xử lý sơ bộ được thực hiện phổ biến ở Oregon (Mỹ) tại các bãi rác: Coffin Sutte (Corvallis

Oregen), Riverbend (Yamhill County).

Xử lý nước rác tại chỗ và xả vào nguồn nước mặt được thực hiện bằng cách phối hợp các

công nghệ thích hợp nhằm đạt tiêu chuẩn thải do National Pollutant Discharge Elimination

System (NPDES) qui định và các tiêu chuẩn đặc thù khác của vùng (ví dụ phải sử dụng thêm

công nghệ màng để tách loại phức chất nickel tại một số bãi rác ở miền tây nước Mỹ [53]).

Không chỉ sử dụng các công nghệ hiện đại, thiết bị đắt tiền để xử lý nước rác mà còn tận dụng

mọi khả năng có để đạt mục tiêu.

Hệ thống xử lý nước rác tại đường cao tốc 101 (Canada) đã được xây dựng vào năm 1988 với

giá thành 4,2 triệu đô la (Canada). Do chưa đáp ứng được tiêu chuẩn thải mới ban hành nên cần

được hoàn thiện thêm. Hệ thống cải thiện được HRM Solid Waste Department hoàn thiện vào

năm 1992 với giải pháp công nghệ: sử dụng hệ thống xử lý ngập nước và ao hồ sinh học. Nước

rác với lưu lượng 130 m3/ngày, COD: 30.000 mg O2/l, BOD: 25.000 mg O2/l.

Nước rác thô được điều chỉnh pH về 9,5 nhằm kết tủa các kim loại nặng sau đó được xử lý

yếm khí (hệ cao tải) nhằm giảm 60 -70% COD, BOD. Nước sau khi ra khỏi hệ thống yếm khí

được dẫn vào hai hồ hiếu khí nhằm xử lý tiếp tục BOD, COD. Nước được tiếp tục lắng trong hồ

rồi chảy qua vùng nước ngập có nuôi trồng thực vật để xử lý nốt phần COD, BOD dư đồng thời


~ 179 ~

với xử lý hợp chất nitơ. Hệ thống trên sử dụng một diện tích 5 ha đất. Loại hình công nghệ trên

được sử dụng khá phổ biến ở Canada và bắc Mỹ [56].

Không những hoàn thiện về mặt công nghệ xử lý nước rác mà các vấn đề nghiên cứu cơ bản

cũng được tiếp tục nhằm cung cấp cho các nhà kỹ thuật, sản xuất, phương tiện, kiến thức tốt và

hoàn chỉnh hơn để công nghệ xử lý nước rác ngày một tốt hơn [23, 33, 58, 59].

Ví dụ các nhà nghiên cứu về xử lý nước rác của trường đại học Lund (Thuỵ Điển) cho thấy:

để đạt được hiệu quả xử lý ở mức chấp nhận được, hệ thống xử lý sẽ là tổ hợp của phương pháp

hoá học, hoá lý và sinh học. Nếu không sử dụng tổ hợp thì phương pháp sinh học chỉ xử lý được

20 - 30% COD và giảm được đáng kể lượng độc tố. Ngược lại nếu sử dụng tổ hợp công nghệ:

nitrat hoá với hấp phụ trên than hoạt tính hoặc với oxy hoá hợp chất Fenton sẽ giảm được

khoảng 80% COD nhưng không loại bỏ được một số chất hữu cơ độc như phthalat.

Tổ hợp công nghệ: nitrat hoá, kết tủa với sắt (III) clorua và hấp phụ trên than hoạt tính đạt

hiệu quả xử lý tới 96% theo lượng carbon tổng (TOC).

Không chỉ nghiên cứu một hệ thống xử lý nước rác tổng thể mà từng công đoạn (đơn vị công

nghệ của hệ thống), cũng được nghiên cứu để hoàn thiện. Khó khăn nhất của công nghệ lọc qua

màng các loại là bề mặt màng bị nhiễm bẩn gây tắc dòng chảy và dẫn tới màng không thể hoạt

động. Sử dụng công nghệ rung cao tần, hãng VSEP chế tạo được thiết bị khắc phục được yếu

điểm trên khi sử dụng để xử lý nước rác.

Công nghệ xử lý nước rác của Nhật có đặc thù riêng so với các nước tiên tiến khác.

Từ năm 1965 trong chương trình hành động khẩn cấp về cải thiện điều kiện môi trường sống

(Emergency Establishment Act for Improvement Facilities) qui định: lượng rác thải sinh hoạt

được xử lý bằng phương pháp đốt. Nước rác thấm từ tro đốt và chứa độc tố hữu cơ hình thành

trong quá trình đốt (hợp chất hữu cơ chứa clo và dioxin). Cho đến năm 1988, lượng rác được đốt

ở Nhật không thấp hơn 78% (240 triệu tấn rác/năm). Do lượng dioxin sinh ra khá cao nên năm

1997 hình thành điều luật: hành động kiểm soát dioxin (dioxin control act) [60].

Nước rác thấm từ tro chứa hàm lượng muối vô cơ rất cao, hàm lượng chất hữu cơ và hợp chất

nitơ thấp.

Đặc thù ô nhiễm nước rác trên quyết định công nghệ xử lý nước rác của các hãng trên cơ sở

thế mạnh của mình.

Công nghệ xử lý nước rác của hãng Tsukishima Kikai (TSK) [61].

Công nghệ tách ion canxi.

Công nghệ xử lý vi sinh sử dụng các thiết bị: tiếp xúc sinh học, đĩa quay sinh học, tấm sục khí.

Các thiết bị xử lý sinh học trên thích hợp cho nước thải loãng, tiết kiệm năng lượng, không xử

lý hợp chất nitơ (vì không có).


~ 180 ~

Tách loại muối: sử dụng kỹ thuật thẩm thấu ngược hoặc điện thẩm tích.

Kỹ thuật ngưng tụ và kết tủa (bốc hơi chân không, kết tinh thu hồi muối, ly tâm, sấy bốc hơi).

Hãng Kubota Corporation phát triển công nghệ:

Công nghệ chống kết tủa các chất lắng đọng từ nước rác trong đường ống hoặc trong nguồn

nước nhận.

Công nghệ xử lý sinh học (tiếp xúc sinh học, đĩa quay sinh học để xử lý chất hữu cơ có nồng độ

thấp).

Khử nitrat nếu cần thiết (khi đốt hợp chất nitơ đã chuyển hoá thành nitrat).

Tách loại chất hữu cơ: sử dụng biện pháp keo tụ với sắt (III) clorua để tách một phần chất hữu

cơ, màu, làm giảm tải cho giai đoạn hấp phụ trên than hoạt tính ghép nối sau đó.

Công nghệ thuận lợi cho giai đoạn vận hành, bảo trì, tiết kiệm năng lượng.

Phân huỷ dioxin.

Đó là những nét chung nhất của công nghệ xử lý nước rác tại Nhật và là nét riêng so với các

nước tiên tiến khác.

Nhận xét.

- Công nghệ xử lý nước rác ở các quốc gia công nghiệp phát triển bị chi phối trước hết ở qui định

về tiêu chuẩn thải của quốc gia và cụ thể hoá ở địa phương nên có tính đặc thù rất cao về mặt

công nghệ tại từng bãi rác [20, 21, 22].

- Lịch sử hình thành nước rác do các công đoạn trước: phân loại rác, kỹ thuật xây dựng, vận hành

bãi rác là các yếu tố trực tiếp ảnh hưởng đến lưu lượng và mức độ ô nhiễm của nước rác. Các

yếu tố khách quan khác như điều kiện khí hậu, lượng mưa, tuổi bãi rác là những yếu tố xác

định lưu lượng và mức độ ô nhiễm của nước rác.

- Do mức độ biến động lớn về lưu lượng và độ ô nhiễm theo thời gian tại từng bãi chôn lấp nên

trước khi thiết kế hệ thống xử lý cần phải có đầy đủ số liệu đánh giá tổng thể với độ tin cậy cao

và đại diện.

- Trên nền của một số loại hình công nghệ cơ bản về vi sinh và hoá học (không vượt quá 10

phương pháp) một hệ thống xử lý nước rác được thiết kế dựa trên tối ưu các tiêu chí: phù hợp

với đòi hỏi của nguồn nước nhận, đảm bảo các tiêu chuẩn thải đặc thù (của nước nguồn nếu có,

ví dụ dioxin), giá thành xây dựng, vận hành, bảo dưỡng, đáp ứng tính biến động, khả năng nâng

cấp (đáp ứng tiêu chuẩn mới khắt khe). Tổ hợp hệ thống xử lý nước rác nói riêng, nước thải nói

chung đòi hỏi chuyên gia không những có trình độ cao mà còn phải có kinh nghiệm thực tiễn.


~ 181 ~

- Tiếp tục nghiên cứu sơ đồ công nghệ xử lý mới, hoàn thiện từng đơn vị công nghệ, phát minh

và hoàn thiện các thiết bị phục vụ xử lý nước rác nhằm đạt tới hiệu quả tổng thể cao hơn là đối

tượng nghiên cứu cơ bản vẫn đang được tiếp tục thực hiện.

- Cơ quan quản lý của nhà nước có trách nhiệm xây dựng luật và kiểm tra việc thực thi đối với

chủ sở hữu hệ thống xử lý nước rác.

- Phát triển công nghệ và triển khai công nghệ trong thực tế là đối tượng thực hiện của các doanh

nghiệp, họ phải chịu trách nhiệm trước nhà đầu tư (sở hữu) chứ không chịu trách nhiệm trước

chính quyền. Để hoàn thành và có khả năng cạnh tranh tốt với các doanh nghiệp khác tự họ

phải biết làm việc thế nào, với ai. Đối với một vài việc có qui mô lớn (ví dụ xử lý phế thải của

vùng khai thác quặng phóng xạ ở Đức) các doanh nghiệp có thể nhận được một số ưu tiên hơn

nhằm thúc đẩy tiến độ công việc.


~ 182 ~

Xử lý nước thải chế biến thủy sản.

Nuôi trồng, đánh bắt và chế biến thủy sản là một ngành kinh tế quan trọng

của Việt Nam. Sản phẩm chủ yếu được dành cho xuất khẩu, kim ngạch xuất

khẩu tăng theo thời gian.

Một trong những điều kiện cần để xuất khẩu, các nhà máy chế biến thủy sản cần phải có hệ

thống xử lý nước thải phù hợp với tiêu chuẩn mà các nước nhập khẩu yêu cầu.

Song song với việc áp dụng công nghệ sản xuất sạch, giảm thiểu ô nhiễm ngay từ các công

đoạn sản xuất, xử lý nước thải trước khi xả ra môi trường là việc làm không thể né tránh, nhằm

tránh gây ô nhiễm môi trường, đồng thời cũng là bảo vệ nguồn tài nguyên thủy sản chung.

Các nhà máy chế biến thủy sản ở Việt Nam thuộc qui mô vừa và nhỏ, nhìn chung năng suất

lao động không cao, trước đó xử lý nước thải không được xem là một khâu gắn với sản xuất, vì

vậy việc xây dựng thêm hệ thống xử lý nước thải sẽ gây thêm khó khăn cho cơ sở sản xuất

không chỉ về mặt kinh phí mà còn khó khăn về mặt bằng cần sử dụng ở một số nhà máy.

Ngoài đặc trưng sản xuất nhỏ, sản phẩm chế biến của các cơ sở sản xuất rất đa dạng, mang

tính thời vụ và phần lớn các nhà máy chế biến hiện có thường nằm ở khu vực đông dân cư. Các

đặc trưng nêu trên là các yếu tố gây thêm khó khăn cho việc xử lý nước thải chế biến thủy sản.

Tận dụng mọi điều kiện chủ quan, khách quan để xử lý nước thải với giá thành hạ là mục tiêu

cần được đặc biệt quan tâm.

14. 1. Đặc trưng ô nhiễm.

Dựa trên các sản phẩm tiêu thụ, chế biến thủy sản có thể phân loại:

- Sản xuất hàng đông lạnh.

- Sản xuất đồ hộp.

- Sản xuất hàng khô, ướp, tẩm gia vị.

- Sản xuất hàng từ dạng xay nhuyễn.

- Chế biến thức ăn gia súc.

Nước thải có nguồn gốc từ: sơ chế nguyên liệu, giết mổ, luộc, tẩm, hấp, vệ sinh dụng cụ, diện

tích nhà xưởng.

Nước thải từ khâu sơ chế nguyên liệu là nước thải từ khâu rã đông (tan đá ướp), rửa nguyên

liệu, thùng, bao bì đựng nguyên liệu. Tùy thuộc vào dạng nguyên liệu (tôm, cá, cá mực, bạch

tuộc, cua, nghêu, sò), kích cỡ của nguyên liệu, thời gian bảo quản, mức độ sử dụng nước vệ sinh,

nước thải có độ ô nhiễm khác nhau và biến động: BOD nằm trong khoảng 1000 - 10.000 mg/l,

14


~ 183 ~

độ oxy hóa (CODMn) bằng khoảng 30% của BOD [1]. Nước thải có độ ô nhiễm cao về hàm

lượng cặn không tan, protein, dầu mỡ cá ở dạng phân tán và máu.

Nước thải từ quá trình luộc, hấp, tẩm ướp gia vị là quá trình tiếp theo qui trình sơ chế. Nước

sau luộc chứa protit, chất béo, muối khoáng với hàm lượng cao. Nước thải thường được thu hồi

để sản xuất bột cá (sấy khô cùng với bột cá).

Nước thải từ công đoạn giết mổ: làm vây, tách xương (phi lê), moi lòng, bỏ chân, càng, râu

tôm, bóc vỏ có mức độ ô nhiễm phụ thuộc vào sản phẩm chế biến: nước thải chế biến tôm, mực,

bạch tuộc có mức độ ô nhiễm cao hơn so với chế biến cá đông lạnh.

Với cùng loại sản phẩm thì nguyên liệu có kích thước lớn ít gây ô nhiễm hơn loại có kích

thước bé. Hiện nay rất nhiều cơ sở ứng dụng công nghệ sản xuất sạch, tiết kiệm nước. Lượng

nước sử dụng ít nhưng mức độ ô nhiễm của nước thải cao.

Nước vệ sinh nhà xưởng có mức độ ô nhiễm không cao so với các dòng thải khác nhưng với

lưu lượng lớn, tập trung vào cuối các ca làm việc.

Lưu lượng thải của một cơ sở chế biến thủy sản xấp xỉ 90% lượng nước cấp hàng ngày với

điều kiện tách triệt để nguồn nước mưa.

Như đã trình bày, mức độ ô nhiễm dòng nước thải chế biến thủy sản biến động rất mạnh phụ

thuộc vào sản phẩm chế biến, sản phẩm chế biến thay đổi theo mùa, vụ và thậm chí ngay trong

ngày làm việc.

Đặc trưng ô nhiễm nước thải chế biến thủy sản dao động mạnh và được đặc trưng bởi các

khoảng giá trị thể hiện trên bảng 14. 1.

Lượng mỡ trong nước thải không cao khi chế biến sản phẩm hải sản, chỉ đáng kể khi chế biến

thủy sản nước ngọt.

Bảng 14. 1. Đặc trưng ô nhiễm nước thải chế biến thủy sản [2].

Thông số Khoảng giá trị

BOD (mg/l) 300 - 2000 (1000)

COD (mg/l) 500 - 3000 (1500)

Cặn không tan (mg/l) 200 - 1000 (500)

T N (mg/l) 50 - 200 (100)

T P 10 - 100 (30)

14. 2. Nghiên cứu công nghệ xử lý.


~ 184 ~

Một hệ thống xử lý nước thải chế biến thủy sản điển hình bao gồm các đơn vị công nghệ: tách

loại chất rắn, xử lý yếm khí, hiếu khí và xử lý bùn thải. Tùy thuộc vào điều kiện tự nhiên và tiêu

chuẩn thải cần đạt, hệ có thể ghép thêm xử lý thiếu khí, không tiến hành xử lý yếm khí, ghép

thêm giai đoạn xử lý với thủy thực vật.

14. 2. 1. Tách loại chất rắn.

Chất rắn trong dòng thải là các loại vây cá, xương cá, vụn thịt, chân càng, râu tôm, các chất

rắn từ dạ dày, ruột. Khối lượng riêng của chất rắn rất khác nhau: loại nặng, dễ chìm như xương,

vẩy, vây, trứng cá, râu tôm, chân cua; loại nhẹ khó chìm như bong bóng, da cá.

Các loại lưới chắn rác thông dụng hoạt động ít hiệu quả, dễ gây tắc dòng chảy do chúng dễ

bám dính vào mắt lưới.

Tốc độ lắng của các chất không tan khá nhanh. Bể lắng sơ cấp với thời gian lưu thủy lực 10 -

15 phút, tải trọng bề mặt 2 m3. m

-2. h

-1 đủ đảm bảo lắng khá triệt để. Tuy nhiên khó khăn nhất là

tách phần lắng ở đáy ra khỏi bể lắng. Các thiết bị hút bùn, xả bùn tỏ ra ít hiệu quả do độ linh

động của cặn lắng không cao. Vì vậy khi sử dụng biện pháp lắng thứ cấp nên tiến hành tách cặn

nặng (xương, vây, vẩy) kiểu bẫy lắng cát. Tuy có thể khắc phục một số khó khăn nhưng việc tách

cặn nặng cũng không thể tiến hành theo phương pháp liên tục, chỉ có thể theo một chu kỳ nào đó,

dẫn đến gây ô nhiễm thêm cho dòng nước thải vì các chất rắn bị phân hủy tiếp tục khi ngâm

trong nước.

Tách cặn từ nước thải chế biến thủy sản không nhất thiết phải sử dụng chất keo tụ (phèn

nhôm, PAC) mà chỉ cần chất trợ keo tụ là đủ. Các loại polyme tích điện âm, dương, trung hòa

đều có tính năng keo tụ tốt, trong đó polyme dương có phân tử lượng 4 - 8 triệu đơn vị (Dalton),

mật độ điện tích thấp cho kết quả tốt nhất. Sử dụng liều lượng polyme 10 - 20 g/m3 còn cho phép

giảm 10 - 17% hàm lượng protein trong nước thải. Do lắng và keo tụ khó kiểm soát trong thực

tiễn sản xuất, nên kỹ thuật lọc tỏ ra thích hợp hơn. Thiết bị lọc có thể sử dụng là các loại: trống

quay (rotary drum), lưới cong (tangential screen) hay băng lọc (filter band) với kích thước mắt

lọc càng nhỏ thì hiệu quả tách chất càng cao. Trong các dạng thiết bị kể trên thì dạng trống quay

là phù hợp với điều kiện sản xuất nhỏ. Thiết bị trống quay (hình 14. 1) hoạt động theo nguyên

tắc: nước thải chứa chất rắn được dẫn vào trong lòng trống, chảy qua thành trống ra ngoài. Thành

trống được gắn lưới lọc có kích thước tùy chọn (ví dụ 0,1 - 1,0 mm). Trống được quay liên tục

theo trục xuyên tâm, mắt lưới được rửa bằng các tia nước nhỏ, mạnh theo chu kỳ (5 - 10

phút/lần). Các chất rắn được lưới vớt, đẩy vào máng gắn dọc theo trống vừa đi theo nước ra

ngoài. Loại thiết bị này có những ưu điểm:


~ 185 ~

- Hiệu quả tách chất rắn chỉ phụ thuộc vào kích thước của mắt lưới lọc. Vật rắn có kích thước lớn

hơn mắt lưới đều được vớt triệt để.

- Chất rắn được tách khỏi dòng thải hầu như tức thời, tránh được quá trình tiết thêm chất ô nhiễm

từ chất rắn vào nước thải. Vật rắn được vớt ra tức thời giữ được chất lượng khi sử dụng để sản

xuất phụ phẩm (thức ăn gia súc, thức ăn tổng hợp nuôi cá, tôm).

- Do thiết bị quay và được xối rửa nên không xảy ra hiện tượng tắc.

- Thiết bị nhỏ gọn, chiếm ít diện tích và không gian.

Trước tình hình thực tế là nhiều cơ sở sản xuất chưa có đủ điều kiện kinh phí để xây dựng và

vận hành một hệ thống xử lý nước thải hoàn chỉnh, khi đó sử dụng thiết bị trống quay để tách

chất rắn từ dòng nước thải có ý nghĩa giảm thiểu ô nhiễm, thu hồi nguyên liệu để sản xuất phụ

phẩm và nó chính là một đơn vị công nghệ được tiếp tục sử dụng đối với một hệ hoàn chỉnh.

Trống quay là thiết bị lọc tiêu chuẩn lưu hành rộng rãi trên thị trường với giá thành khá cao.

Nhằm mục đích mở rộng diện ứng dụng, công ty cổ phần kỹ thuật công trình Việt Nam (2T) đã

thiết kế và chế tạo thiết bị lọc trống quay với nhiều loại công suất khác nhau (Hình 14. 1). Thiết

bị trên đã được sử dụng tại các hệ xử lý nước thải tại: công ty chế biến thủy sản Hải Nam (Phan

Thiết), công ty xuất khẩu thủy sản Thanh Hóa (Khu công nghiệp Lệ Môn), Công ty cổ phần xuất

khẩu thủy sản Quảng Ninh trong giai đoạn 2001 - 2002.

Hình 14. 1 a. Thiết bị lọc dạng trống quay (Công ty cổ phần kỹ thuật công trình Việt Nam 2T).


~ 186 ~

Hình 14. 1 b. Thiết bị lọc trống quay lắp đặt tại công ty xuất nhập khẩu thủy sản Quảng Ninh.

14. 2. 2. Xử lý yếm khí.

Đánh giá hiệu quả xử lý yếm khí nước thải chế biến thủy sản được thực hiện theo kỹ thuật

chảy ngược qua lớp bùn yếm khí (UASB). Mục đích là nghiên cứu ảnh hưởng của mật độ vi

sinh, thời gian lưu thủy lực lên hiệu quả xử lý thông qua các thông số: COD, amoni, nitơ

Kjeldahl, tổng photpho, axit béo dễ bay hơi, độ kiềm và pH.

Quá trình xử lý theo kỹ thuật chảy ngược qua lớp bùn yếm khí được nghiên cứu với hai

phương thức vận hành.

- Xử lý nước thải trong bốn cột phản ứng riêng rẽ với mật độ vi sinh khác nhau: 3, 5, 7, 9 g/l.

- Xử lý nước thải qua hệ thống hai cột nối tiếp nhau. Hệ thứ nhất có mật độ vi sinh là 3 g/l, hệ

thứ hai có mật độ vi sinh là 5 g/l. Mục tiêu của thí nghiệm là theo dõi diễn biến quá trình phân

hủy ở giai đoạn cuối của quá trình phân hủy yếm khí.

Ảnh hưởng của mật độ vi sinh và thời gian lưu thủy lực.

Vi sinh vật yếm khí được lấy từ gốc xử lý yếm khí nước mía đường, được nuôi và phát triển

trong nước thải thủy sản trong thời gian hai tháng (giai đoạn thích nghi với môi trường). Nhiệt độ

tiến hành nằm trong khoảng 28 - 31oC; tốc độ dâng nước là 0,9 m/giờ. Ảnh hưởng của mật độ vi

sinh, thời gian lưu thủy lực đến hiệu quả xử lý yếm khí thông qua các thông số COD, amoni,

tổng photpho, axit béo dễ bay hơi (VFA) và kiềm được trình bày trong bảng 14. 2. Số liệu ghi

trong bảng là giá trị trung bình của nhiều thí nghiệm lặp lại trong cùng điều kiện.


~ 187 ~

Từ kết quả trong bảng 14. 2 cho thấy, cả mật độ vi sinh và thời gian lưu thủy lực đều có tác

động đến hiệu quả xử lý yếm khí. Hiệu quả tăng khi tăng mật độ sinh khối và thời gian lưu thủy

lực. Kết quả so sánh được ghi trong bảng 14. 3.

Số liệu trên cho thấy, mật độ vi sinh có tác động mạnh hơn đến hiệu quả xử lý so với thời gian

lưu thủy lực. Với mật độ vi sinh 3 g/l và thời gian lưu 8 giờ, hiệu quả xử lý đạt 47%, trong khi

chỉ với thời gian 2 giờ và mật độ vi sinh 9 g/l thì hiệu quả xử lý đạt tới 52%.

Trong suốt quá trình xử lý yếm khí, pH luôn nằm trong khoảng 6,0 - 6,8 là điều kiện thuận lợi

để tạo thành khí metan, vì vậy hàm lượng axit béo dễ bay hơi ở mức không cao (nhỏ hơn 250

mg/l tính theo axit axetic).

Bảng 14. 2. Ảnh hưởng của thời gian lưu thuỷ lực và mật độ vi sinh đến khả năng phân huỷ nước

thải thuỷ sản.

Thông số Thời

gian

lưu

(giờ)

Giá trị đầu

vào

Giá trị đầu ra

Cột 1 (3g/l) Cột 2 (5g/l) Cột 3 (7g/l) Cột 4 (9g/l)

COD

mgO2/l

2

3

4

6

8

1940

1375

1412 (1126-1670)

1114 (700-1560)

1093 (464-1850)

1270

852

849 (651-1218)

641 (306-1095)

509 (272-674)

1240

790

761 (566-1127)

567 (292-1015)

428 (262-629)

1035

683

665 (357-1050)

422 (222-630)

348 (242-549)

925

605

590 (317-993)

340 (153-600)

277 (94-449)

NH3

mg/l

2

3

4

6

8

12,1

7,01

6,2 (5,0-7,9)

6,8 (1,5-13,6)

5,6 (2,1-11,2)

134,6

90,8

77,6 (70,4-84,4)

77,5 (39,9-125)

65,2 (30-110,5)

132,0

86,1

94,7 (76,6-110)

69,1 (42,9-105)

68 (28,7-115,3)

133,3

97,6

71,9 (47,3-117)

76 (58,9-88,6)

71,5 (29,3-113)

149,9

105,9

106 (58,3-140)

84 (59,1-115,4)

76 (28-118)

T-N

mg NH3/l

2

3

4

6

8

167,9

119,0

122 (97,4-144)

96,4 (60,6-135)

94,6 (40,2-160)

146,1

102,1

102 (78,2-137)

89,3 (45,8-132)

93,3 (39,5-160)

137,1

96,2

118 (95,4-135)

86,7 (47,6-112)

89,2 (35,7-148)

139,7

105,4

108 (64,4-139)

86,1 (59-108,9)

87,9 (34,4-142)

157,6

114,5

110 (64,9-143)

90,8 (60-120)

87 (38,2-131)

T-P 2

3

4

6

8

14,4

8,7

8,7 (5,9-12,5)

8,2 (5,7-11,9

7,9 (5,0-13,7)

14,1

8,2

8,0 (5,2-12,4)

6,5 (5,8-8,5)

6,1 (4,5-7,3)

14,0

6,9

7,9 (5,4-11,1)

6,6 (4,7-8,5)

6,7 (3,5-9,4)

13,3

8,1

8,3 (5,7-12,4)

6,7 (5,3-8,0)

6,8 (3,2-12,6)

11,2

7,9

7,8 (5,3-11,4)

6,1 (4,8-7,2)

6,6 (2,6-9,7)

Axit béo

bay hơi,

mg

2

3

4

30

48

27,2 (22,5-30,0)

238

229

160 67,3-264)

225

103

158,8 (85-218)

227

182

168,6 (99-216)

213

96,5

115 (65,1-179)


~ 188 ~

CH3COOH/l 6

8

13,5 (0,0-22,5)

26,9 (15-35)

136,4 (45-229)

125,3 (44-223)

135,8 (34-278)

111,6 (56-179)

124,5 (38-265)

113,1 (85-153)

60,7 (22,5-108)

63,9 (31,4-87,3)

Kiềm

mgCaCO3/l

2

3

4

6

8

328

224

197 (116-334)

158 (100-226)

157 (116-213)

334

266

237 (190-330)

230 (180-282)

202 (150-244)

384

350

271 (170-440)

242 (182-278)

216 (166-288)

372

344

256 (140-488)

233 (180-272)

233 (170-354)

372

388

317(216-494)

272 (208-316)

254 (190-358)

pH 2

3

4

6

8

6,01

-

6,62 6,23-7,03)

6,9 (6,70-7,10)

-

6,23

-

6,67 (6,42-7,01)

7,19 (7,17-7,20)

-

6,74

-

6,87 (6,7-7,1)

7,23 (7,2-7,4)

-

6,56

-

6,73 (6,5-6,9)

7,15 (7,1-7,2)

-

6,76

-

7,0 6,73-7,34)

7,29 (7,2-7,4)

-

Bảng 14. 3. Ảnh hưởng của thời gian lưu và mật độ vi sinh lên hiệu suất xử lý COD.

Thời

gian lưu

(h)

Hiệu suất xử lý COD trung bình của cột có mật độ vi

sinh vật (%)

3 g/l 5 g/l 7 g/l 9g/l

2

3

4

6

8

35

38

39

45

47

36

43

45

51

57

47

50

51

62

65

52

55

57

71

75

Nước thải sau xử lý có độ kiềm tăng trung bình là 75 mg CaCO3/l, độ kiềm tăng là yếu tố

thuận lợi cho giai đoạn oxy hóa amoni trong giai đoạn xử lý hiếu khí tiếp theo.

Cũng từ số liệu của bảng 14. 2 cho thấy, xử lý yếm khí ít tác dụng loại bỏ hợp chất nitơ và

photpho, chỉ chuyển hóa chúng từ dạng hợp chất hữu cơ về dạng vô cơ qua quá trình thủy phân.

Quá trình thủy phân xảy ra khá nhanh, với thời gian lưu khác nhau giá trị của amoni rất gần với

giá trị nitơ Kjeldahl. Hiệu quả loại bỏ TN trung bình của hệ có mật độ vi sinh 3 g/l: 8,8%; 5 g/l:

8,5%; 7 g/l: 10,1% và 9 g/l: 6,8%. Hiệu quả loại bỏ photpho chỉ đạt 12 - 16%.

Hiệu quả xử lý nối tiếp giai đoạn.

Quá trình xử lý yếm khí xảy ra theo nhiều giai đoạn nối tiếp nhau, sản phẩm của giai đoạn

trước đóng vai trò nguyên liệu cho giai đoạn tiếp, vì vậy nếu tách riêng được các giai đoạn thì có

thể tăng cường được hiệu quả xử lý, nhất là đối với hệ chứa các chất hữu cơ có cấu trúc phức tạp

[3, 4].


~ 189 ~

Kết quả khảo sát hai giai đoạn nối tiếp (cột 1 nối với 2, cột 3 nối với 4) được ghi trong bảng

14. 4.

Hiệu quả xử lý COD ở hệ thống hai cột ghép nối tiếp cao hơn xử lý một giai đoạn với cùng

thời gian lưu thủy lực: với cùng thời gian lưu thủy lực là 4 giờ, mật độ sinh khối 5 g/l, hiệu quả

xử lý COD qua một cột đạt 45%, còn ở hệ nối tiếp đạt 67%. Với mật độ vi sinh 3 g/l, hiệu quả xử

lý COD đạt 66% với thời gian lưu 5,2 giờ, trong khi hiệu quả xử lý một giai đoạn đạt 45% trong

6 giờ. Kết quả trên tương hợp với kỹ thuật xử lý chảy ngược qua nhiều ngăn yếm khí (anaerobic

baffled reactor) mà nguyên nhân được qui cho là do thúc đẩy tính cân bằng động của các chủng

loại vi sinh trong hệ [5, 6].

Bảng 14. 4. Kết quả xử lý trong hệ ghép nối tiếp hai cột.

Thông

số

Lưu

lượng

(l/h)

Giá trị đầu

vào

Giá trị đầu ra

Cột 1 Cột 2 Cột 3 Cột 4

COD 3

4

5

1177 (481-2340)

1216 (768-1875)

1180 (683-1980)

330 (164-596)

432 (306-618)

459 (249-596)

212 (89-456)

297 (199-447)

356 (210-437)

344 (153-558)

605 (471-935)

622 (448-769)

191 (81-331)

348 (239-536)

364 (230-475)

NH3 3

4

5

2,3 (1,4-3,3)

4,0 (2,6-6,7)

3,1 (1,8-3,8)

44 (14,0-115,4)

49 (29,9-84,7)

46 (23,0-71,2)

52,5 (21-122,6)

55,1 (34-91,1)

60,4 (28,6-95)

41,8 (19,5-92)

48,7 (23,3-88)

49,7 (35,6-65)

52,5 (24,7-104)

57,7 (34,9-101)

58,1 (38,3-79,6)

T-N 3

4

5

80,5 (32,9-160)

83,1 (52,5(128)

80,6 (46,7-135)

64(24,3-129,5)

69 (40,4-113,2)

71 (42,4-118)

59,4 (23,3-123)

66,1 (41-106,4)

65,7 (40,7-107)

65,6 (25-134)

71,8 (45-115)

73 (41-127,1)

60 (23,9-124,9)

64 (39,2-102,8)

70 (38,8-121,3)

T-P 3

4

5

7,2 (6,1-8,3)

9,15 (7,1-11,6)

7,8 (5,7-8,7)

5,9 (4,1-8,1)

7,1 (5,6-9,1)

6,6 (5,3-7,5)

5,8 (4,6-8,0)

6,5 (5,9-7,5)

6,8 (4,5-8,4)

5,7(4,3-7,2)

7,3(4,6-9,9)

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

5,2 (4,1-6,3)

6,4 (4,4-8,1)

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

Axit

3

4

5

38 (14-56)

51 (34-63)

52(27-76)

168 (31-588)

140 (63-292)

216 (135-260)

139 (20-341)

101 (43-191)

258 (128-310)

216(85-404)

282(224-361)

165(126-280)

105 (22-330)

144 (76-325)

204(54-355)

Kiềm 3

4

5

95 (70-120)

122 (82-160)

100 (78-120)

159 (124-210)

222 (192-262)

230 (186-270)

194 (152-270)

257 (200-292)

281 (240-310)

165 (126-280)

181 (144-204)

234 (198-280)

201 (158-298)

235 (196-294)

284 (216-323)

Cũng từ bảng 14. 4 cho thấy: hiệu suất xử lý COD ở cột thứ nhất trong hệ thống nối tiếp bao

giờ cũng cao hơn so với cột thứ hai. Cũng tương tự như vậy, trong đoạn đầu của từng cột quá

trình phân hủy COD và thủy phân thành amoni nhanh hơn nhiều so với giai đoạn sau. Nguyên


~ 190 ~

nhân của hiện tượng trên là do nước thải chứa các chất hữu cơ có tính sinh hủy khác nhau, thành

phần dễ phân hủy chuyển hóa nhanh ở giai đoạn đầu, các chất khó sinh hủy hơn sẽ được phân

hủy sau với tốc độ chậm hơn.

Trong thời gian khảo sát 6 tháng, mật độ vi khuẩn yếm khí tăng từ 0,3. 103 lên 4,5. 10

7 tế

bào/ml, ban đầu tăng khá nhanh và chậm dần ở giai đoạn sau, có thể do quá trình phân hủy nội

sinh tăng cùng với mật độ sinh khối. Tuy vậy, mối tương quan tỉ lệ thuận giữa hiệu quả phân hủy

COD với mật độ sinh khối đã không quan sát thấy một cách rõ ràng, rất có thể tỉ lệ giữa các

chủng loại vi khuẩn (thủy phân, tạo axit, tạo metan) và yếu tố động học (chuyển khối) có vai trò

lớn hơn.

Từ những kết quả khảo sát quá trình phân hủy yếm khí nước thải chế biến thủy sản cho phép

rút ra một số nhận xét:

- Hiệu quả xử lý (COD) yếm khí đối với nước thải thủy sản đạt 70 - 80% với thời gian lưu thủy

lực 8 giờ, mật độ sinh khối 7 - 9 g/l. Yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý là mật độ vi sinh, khả

năng tiếp xúc (động học) và thời gian lưu, trong đó hai yếu tố đầu tiên có tác động mạnh hơn.

- Trong thành phần COD có chứa một lượng tạp chất khó phân hủy trong điều kiện yếm khí. Để

phân hủy thành phần trên (20 - 30%) cần thời gian dài, kéo theo giá thành xây dựng tăng.

- Hiệu suất hình thành khí metan thấp, chỉ đạt 0,2 - 0,3 m3/kg COD được phân hủy (từ kết quả

nghiên cứu xử lý tĩnh).

- Trong quá trình phân hủy, pH của hệ dao động không lớn, hàm lượng axit béo thấp.

- Hợp chất nitơ và photpho chỉ giảm ở mức không đáng kể, chỉ một phần tham gia vào tổng hợp

sinh khối. Hợp chất nitơ, photpho dễ bị thủy phân, chuyển thành dạng vô cơ.

Từ nhận xét trên có thể đưa ra một vài khuyến cáo có thể ứng dụng trong thiết kế hệ xử lý:

- Phân hủy yếm khí nên được sử dụng để xử lý sơ bộ nước thải thủy sản nhằm giảm thiểu COD

(70 - 80%).

- Để giảm giá thành xây dựng, thời gian lưu thủy lực (thể tích bể xử lý) không cần kéo quá dài,

quan trọng hơn là tăng cường mật độ vi sinh và quá trình chuyển khối của hệ.

- Hệ xử lý đạt hiệu quả cao là hệ nối tiếp, ví dụ loại kỹ thuật chảy ngược qua nhiều ngăn yếm

khí.

- Không cần thiết phải bổ xung hóa chất hay điều chỉnh pH của hệ thống xử lý.

- Thu hồi khí metan sẽ ít có hiệu quả kinh tế.

- Phương pháp xử lý yếm khí đơn độc không có khả năng loại bỏ hợp chất nitơ, photpho.

14. 2. 3. Xử lý hiếu khí.


~ 191 ~

Đối tượng khảo sát trong quá trình phân huỷ hiếu khí gồm:

- Phân huỷ COD.

- Thuỷ phân hợp chất nitơ thành amoni, oxy hoá amoni thành nitrit và nitrat.

- Sự biến động của hợp chất photpho.

- Quá trình phân huỷ theo phương thức một và hai giai đoạn.

Phương pháp bùn hoạt tính là kỹ thuật vi sinh hiếu khí thông dụng nhất trong công nghệ xử lý

nước thải. Chúng được sử dụng để đánh giá quá trình phân huỷ chất gây ô nhiễm trong nước thải

thuỷ sản. Trong quá trình xử lý hiếu khí, nước thải giàu hợp chất nitơ, hai quá trình oxy hoá xảy

ra đồng thời: oxy hoá chất hữu cơ tạo ra sản phẩm là nước và carbon dioxit, oxy hoá amoni (hình

thành từ quá trình thuỷ phân các hợp chất hữu cơ có chứa nitơ với tốc độ khá nhanh) thành các

sản phẩm là nitrit (do chủng vi sinh Nitrosomonas) và tiếp theo thành nitrat (do chủng vi sinh

Nitrobacter). Oxy hoá chất hữu cơ do chủng vi sinh dị dưỡng có tốc độ cao do mức độ phát triển

sinh khối của chúng rất lớn. Quá trình oxy hoá chất hữu cơ xảy ra thuận lợi do mức độ tiêu thụ

oxy thấp (khoảng 1,2kg oxy/ 1kg BOD) và năng lượng sinh ra để duy trì hoạt động của vi sinh

cao.

Chủng vi sinh tự dưỡng (lượng carbon để xây dựng tế bào lấy từ nguồn carbon vô cơ, HCO3-)

có tốc độ phát triển chậm hơn nhiều so với loại dị dưỡng (chỉ khoảng 25%), có chức năng oxy

hoá amoni thành nitrit và nitrat, cần một lượng oxy gấp khoảng 4 lần so với loại dị dưỡng để oxy

hoá cũng một khối lượng amoni so với hợp chất hữu cơ.

Trong nước thải thuỷ sản, hàm lượng COD và nitơ đều cao thì sự hoạt động của chủng vi sinh

tự dưỡng sẽ bị cạnh tranh quyết liệt của loại dị dưỡng, dẫn tới khả năng xử lý các hợp chất chứa

nitơ trở nên khó khăn. Phần lớn các thiết bị sử dụng trong thực tiễn đều hoạt động theo kiểu trộn

đều tức thời (complete mixing) nên tỉ lệ vi sinh tự dưỡng và dị dưỡng phụ thuộc vào tỉ lệ COD

và tổng nitơ. Nếu tiến hành oxy hoá nước thải theo nhiều giai đoạn thì ở giai đoạn sau việc oxy

hoá các hợp chất nitơ sẽ thuận lợi hơn do COD dễ bị oxy hoá đã giảm đáng kể ở các giai đoạn

trước.

Nghiên cứu diễn biến phân huỷ COD và hợp chất nitơ theo phương thức một và hai giai đoạn

là đối tượng chính của phần xử lý hiếu khí.

Để khảo sát sự cạnh tranh phân huỷ các chất ô nhiễm, về thực chất là tỉ lệ của hai loại vi sinh

dị dưỡng và tự dưỡng, thí nghiệm được tiến hành song song trong hai thiết bị có cùng dung tích,

cùng mật độ sinh khối và hàm lượng oxy hoà tan.

Bể hiếu khí một giai đoạn gồm có ngăn sục khí và ngăn lắng. Bể hiếu khí hai giai đoạn gồm

bốn ngăn nối tiếp nhau của các ngăn sục khí- lắng- sục khí- lắng. Sơ đồ và thông số của các bể

phản ứng được thể hiện ở hình 14. 2 và bảng 14. 5.


~ 192 ~

vào

Ra

Hình 14. 2. Sơ đồ bố trí bể hiếu khí

Bể một giai đoạn (I)

Bảng 14. 5. Thông số bể xử lý hiếu khí.

Bể một giai đoạn Bể hai giai đoạn

Thể tích ngăn 1 (lít) Thể tích ngăn 2 (lít)

Thể tích phần

sục khí

Thể tích

phần lắng

Thể tích phần

sục khí

Thể tích

phần lắng

Thể tích phần

sục khí

Thể tích

phần lắng

12 (lít) 4 (lít) 3 (lít) 1 (lít) 9 (lít) 3 (lít)

Tổng thể tích: 16 (lít) Tổng thể tích: 16 (lít)

Thông số hoạt động của quá trình bùn hoạt tính: mật độ vi sinh 3g/l, oxy hoà tan nằm trong

khoảng 2-3 mg/l, thời gian lưu thuỷ lực là 4 và 8 giờ.

Diễn biến của quá trình hiếu khí được đánh giá thông qua các thông số: pH, độ kiềm tổng,

COD, amoni, nitrit, nitrat, nitơ Kjeldahl và tổng photpho.

Thí nghiệm được tiến hành song song đối với hai quá trình: một và hai giai đoạn trong thời

gian liên tục 24 ngày. Số liệu được đo đạc trong ngày. Các giá trị xác định được của mỗi ngày là

khác nhau, nằm trong một khoảng nào đó, các giá trị dùng để đánh giá quá trình là số liệu trung

bình của 24 bộ số liệu tương ứng.

Kết quả thí nghiệm của xử lý hiếu khí một và hai giai đoạn được ghi trong bảng 14. 6.

Bảng 14. 6. Số liệu xử lý hiếu khí một và hai giai đoạn

Thông

số

Thời

gian

lưu

Giá trị đầu vào Giá trị đầu ra

I II1 II2

pH 4 giờ 6,79 (6,46 - 7,24) 7,41 (7,11 - 7,67) 7,21 (6,89 - 7,40) 7,36 (7,06 - 7,61)

8 giờ 6,91 (6,71 -7,15) 7,37 (6,89 - 7,73) 7,22 (6,93 -7,66 ) 7,32 (6,88 - 7,67)

Bể hai giai đoạn (II)


~ 193 ~

Độ

kiềm

4 giờ 139 (104 - 170) 134 (98 - 158) 133 (90 - 160) 110 (80 - 150)

8 giờ 116 (96 - 134) 94 (48 - 130) 130 (100 - 170) 93 (30 - 158)

COD 4 giờ 1047 (606 - 1730) 141 (59 - 412) 407 (217 - 760) 183 (73 - 584)

8 giờ 1221 (641 - 1880) 73 (41 - 114) 301 (137 - 466) 94 (52 - 138)

NH3-N 4 giờ 3,8 (1,0 - 5,8) 13,0 (4,8 - 20,5) 16,5 (7,9 - 24,9) 11,0 (4,0 - 23,5)

8 giờ 2,9 (1,2 – 4,8) 9,7 (3,5 - 16,9) 15,8 (7,2 - 32,0) 9,1 (2,4 - 19,4)

NO2--N 4 giờ 0 0,76 (0,03 - 3,10) 0,01 (0 - 0,01) 0,76 (0,03 - 3,04)

8 giờ 0 0,45 (0,12 - 1,07) 0,04 (0,01 - 0,13) 0,43 (0,15 - 1,80)

NO3--N 4 giờ 0 3,04 (0,08 - 9,32) 0,37 (0,01 - 1,02) 4,24 (0,16 - 12,6)

8 giờ 0 12,6 (1,12 - 18,3) 1,05 (0,24 - 3,03) 14,2 (1,32 - 19,9)

TKN 4 giờ 32,9 (24,3 - 45,8) 25,2 (14,4 - 39,1) 30,3 (20,9 - 42,2) 22,6 (12,4 - 32,3)

8 giờ 35,2 (25,4 - 46,5) 20,3 (5,8 - 35,7) 31,6 (23,5 - 38,5) 18,5 (4,9 - 31,7)

T-P 4 giờ 7,14 (5,38 - 8,95) 5,56 (3,9 - 7,45) 5,95 (4,0 -7,9) 4,73 (2,8 - 6,2)

8 giờ 6,56 (3,94 - 9,8) 4,99 (2,8 - 7,3) 5,78 (3,8 - 7,35) 4,37 (2,15 - 6,35)

Bảng 14. 7. Ảnh hưởng của thời gian lưu lên hiệu suất xử lý COD.

Thời gian lưu

(giờ)

Hiệu suất xử lý COD trung bình (%)

I II1 II2

4 85,5 (71,9–92,5) 59,4 (42,6–74,9) 84,3 (66,2 – 90,6)

8 91,4 (76,2–96,5) 72,4 (56,1–87,3) 90,5 (66,2–97,2)

Hiệu quả xử lý COD.

Bảng 14. 6 và hình 14. 3 thể hiện kết quả xử lý COD của hệ thí nghiệm một và hai giai đoạn.

Hiệu quả xử lý COD của hệ hiếu khí rất cao, đạt khoảng 85% sau 4 giờ và đạt trên 90% sau 8 giờ

ở cả hai hệ thí nghiệm. Hiệu quả hoạt động của cả hai hệ khác nhau không đáng kể và khi kéo

dài thời gian lưu đến một giai đoạn nào đó thì tốc độ phân huỷ chất gây ô nhiễm chậm lại đáng

kể. Trong thời gian 4 giờ ở giai đoạn sau, hiệu quả xử lý chỉ đạt 5-6% so với cùng thời gian ở

giai đoạn đầu đã đạt trên 80%. Trong thiết bị hai giai đoạn, thể tích của ngăn đầu chiếm 25%

(4/16 lit) thì hiệu quả xử lý sau 1 giờ (ngăn đầu) đạt khoảng 59% và tiếp sau 3 giờ (ngăn 2) cũng

chỉ lên tới 84%. Trong thời gian lưu tổng là 8 giờ thì sau ngăn đầu (tương ứng 2 giờ lưu) hiệu

suất loại bỏ COD cũng đạt tới khoảng 72%, kéo dài thêm 6 giờ cũng chỉ tăng thêm khoảng 21%.


~ 194 ~

Hình 14. 3. Đồ thị diễn biến COD của nước thải

Kết quả trên cho phép nhận xét: thành phần gây ô nhiễm đặc trưng bởi COD là một hỗn hợp

chất hữu cơ có khả năng sinh huỷ rất khác nhau. Thành phần dễ sinh huỷ được vi sinh tiêu thụ

trước, các thành phần khó sinh huỷ được phân huỷ sau, phải qua nhiều giai đoạn. Điều này cũng

phù hợp với kết quả là hàm lượng COD dư sau khi xử lý nhỏ hơn rất nhiều so với hiệu số của

COD và BOD của nước thải nguồn.

Hiệu quả xử lý COD theo phương thức một hay hai giai đoạn về tổng thể không có sự khác

biệt.

Hiệu quả xử lý hợp chất nitơ.

Suy giảm hợp chất nitơ là do quá trình tham gia vào cấu tạo tế bào. Trong quá trình xử lý hiếu

khí, hợp chất nitơ hữu cơ chuyển hoá thành amoni qua quá trình thuỷ phân, tiếp tục oxy hoá tới

nitrit và nitrat. Ngoại trừ một phần không lớn (nhỏ hơn 10mg/l) tham gia xây dựng tế bào vi sinh

vật, hàm lượng nitơ tổng sẽ không thay đổi suốt trong quá trình xử lý hiếu khí, chúng chỉ chuyển

hoá từ dạng này sang dạng khác, tới dạng bền nhất là nitrat.

So sánh giữa các giá trị TKN (nitơ Kjeldahl là nitơ nằm trong hợp chất hữu cơ và trong

amoni) cho thấy: trong điều kiện hiếu khí, quá trình thuỷ phân hợp chất nitơ cũng chậm dần theo

thời gian: sau 1, 4, 8 giờ, hiệu suất thuỷ phân đạt tương ứng là 53%, 61% và 78% tương ứng với

sự phân huỷ COD và tương ứng với sự hình thành amoni (hình 14. 3). Quá trình oxy hoá từ nitrit

đến nitrat xảy ra khá nhanh nên nồng độ nitrit trong nước thấp, trung bình không vượt quá

0,5mg/l. Nồng độ nitrit trong hệ xử lý 4 giờ thời gian lưu luôn cao hơn trong hệ với thời gian lưu

là 8 giờ.

Từ số liệu bảng 14. 6 và hình 14. 4, 14. 5, 14. 6 cho thấy tốc độ hình thành nitrat hay mức độ

suy giảm amoni xảy ra chậm và tốc độ hình thành có xu hướng tăng theo thời gian: sau 1,2,4,8

giờ, nồng độ nitrat có giá trị tương ứng là 0,37; 1,05; 4,24 và 14,2 mg/l trong bể hiếu khí hai giai

0

300

600

900

1200

1500

1800

2100

CO

D,

mg

O2/l

Vµo II1

II2 I

Thứ tự thí nghiệm, đợt


~ 195 ~

đoạn và cao hơn thí nghiệm một giai đoạn từ 12-39%.

Hình 14. 4. Biến thiên

của nitơ Kjeldahl trong quá trình xử lý.

Hình 14. 5. Biến thiên của

amoni trong quá trình hiếu khí

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

NK

T,

mg

N/l

Vµo

II1

II2

I

0

5

10

15

20

25

30

35

NH

3, m

gN

/l

vµo

II1

II2

I



~ 196 ~

Hình 14. 6. Sự hình thành

nitrat trong quá trình hiếu khí

Trong mọi khảo sát, mức độ hình thành nitrat ở bể hai giai đoạn luôn cao hơn thí nghiệm một

giai đoạn. Trong thí nghiệm hai giai đoạn, tốc độ hình thành nitrat ở giai đoạn sau cao hơn nhiều

so với nó ở ngăn thứ nhất. Thể tích của ngăn một chiếm 25%, của ngăn 2 là 75%, tương ứng với

thời gian lưu là 1:3. Với thời gian lưu là 4 giờ, tốc độ hình thành nitrat (nitrat hình thành trên một

đơn vị thời gian và thể tích) ở ngăn sau cao hơn 3,8 lần so với trong ngăn thứ nhất và với thời

gian lưu 8 giờ nó cao hơn 4,17 lần. (bảng 14. 6, hình 14. 4, 14. 5, 14. 6)

Kết quả đó rất dễ được chấp nhận bởi lẽ ở ngăn sau, hàm lượng COD thấp, lượng amoni cao

tạo điều kiện cho chủng vi sinh vật tự dưỡng phát triển mạnh, thúc đẩy nhanh quá trình oxy hoá

amoni thành nitrat.

Kết quả xác định vi khuẩn nitrat hoá cũng khá phù hợp với kết quả trên: trong 19 đợt lấy mẫu

kéo dài hơn 4 tháng, mật độ vi khuẩn nitrat hoá trong các ngăn dao động từ 102 đến 10

6 tế

bào/ml, mật độ tương đối ổn định ở khoảng 104 tế bào/ml. Mật độ vi khuẩn Nitrosomonas cao

hơn vi khuẩn Nitrobacter và ở ngăn sau mật độ cao hơn ngăn trước.

Trong hệ khảo sát, quá trình khử nitrat thành khí nitơ xảy ra trong lòng các hạt huyền phù

(sinh khối) do điều kiện thiếu khí là không đáng kể, sự chênh lệch giữa chúng có thể coi là phần

tham gia vào thành phần tế bào của vi sinh vật.

Hiệu quả xử lý photpho.

Cũng như trong quá trình xử lý yếm khí riêng rẽ, xử lý hiếu khí đơn thuần cũng không có khả

năng loại bỏ hợp chất photpho, ngoại trừ một phần nhỏ (1-2mg/l) tham gia vào cấu tạo tế bào vi

sinh.

0

5

10

15

20

25N

O3

- , m

gN

/l

II1

II2

I



~ 197 ~

Kết quả đánh giá về photpho tổng trong suốt quá trình xử lý hiếu khí chỉ rõ nhận định trên.

Xử lý photpho bằng phương pháp vi sinh chỉ có thể sử dụng kỹ thuật tổ hợp giữa yếm khí với

hiếu khí, photpho được loại bỏ cùng với sinh khối trong quá trình thải bùn dư, điều này rất khó

đánh giá trong các thí nghiệm qui mô nhỏ.

Trong việc tiến hành nghiên cứu tại hiện trường, loại bỏ photpho được thực hiện bằng cách

kết tủa với muối nhôm (chất keo tụ poly nhôm clorua, PAC). Muối nhôm dưới dạng dung dịch

được đưa vào đầu bể lắng thứ cấp với mức độ tiêu thụ muối nhôm 3-4 gAl/ g PO43-

. Hiệu quả

loại bỏ photpho rất cao (gần 100%) và thực hiện khá đơn giản.

Từ kết quả xử lý hiếu khí cho phép rút ra một số nhận xét:

- Hiếu khí là kỹ thuật xử lý có hiệu quả đối với nước thải chế biến thuỷ sản. Hiệu quả xử lý COD

đạt tới 90% với thời gian lưu khoảng 8 giờ trong khoảng nhiệt độ rộng và với mật độ vi sinh là

3g/l. Hiệu quả xử lý COD trong thiết bị một giai đoạn hoặc nối tiếp hai giai đoạn khác nhau

không đáng kể. Tốc độ phân huỷ COD chậm dần theo thời gian nên để có được tiêu chuẩn thải

cao phải kéo dài đáng kể thời gian lưu thuỷ lực.

- Trong điều kiện hiếu khí, quá trình thuỷ phân các hợp chất nitơ thành amoni không nhanh, nó

có tính tương hợp tốt với quá trình oxy hoá amoni (chậm) sau đó.

- So với phân huỷ COD, oxy hoá amoni thành nitrat có tốc độ chậm hơn nhiều, điều đó chỉ ra

rằng: với nước thải chế biến thuỷ sản việc tính toán để thiết kế hệ thống xử lý cần coi thành

phần nitơ là đối tượng chính.

- Trong điều kiện cụ thể của các khảo sát đã tiến hành, nồng độ nitrit trong nước thải thấp, chứng

tỏ quá trình oxy hoá nitrit thành nitrat xảy ra nhanh hơn quá trình oxy hoá amoni thành nitrit.

- Ngược lại với quá trình phân huỷ COD, tốc độ hình thành nitrat hay oxy hoá amoni tăng lên

theo thời gian và hiệu suất xử lý trong thiết bị mắc nối tiếp đạt kết quả cao hơn so với quá trình

một giai đoạn.

- Thành phần nitơ trong nước thải chế biến thuỷ sản luôn dư so với nhu cầu tạo thành tế bào,

muốn có chất lượng nước thải cao cần có thêm bước xử lý thiếu khí do quá trình khử nitrat

trong hệ hiếu khí xảy ra không đáng kể.

- Xử lý hiếu khí riêng rẽ không có khả năng loại bỏ hợp chất photpho. Kết tủa photphat với muối

nhôm trong bể lắng thứ cấp là phương án thuận lợi và khá đơn giản.

14. 2. 4. Xử lý thiếu khí – quá trình khử nitrat.

Trong quá trình xử lý hiếu khí, song song với quá trình oxy hoá chất hữu cơ, amoni cũng

được oxy hoá thành nitrit và nitrat. Trừ một phần nhỏ tham gia vào sự hình thành tế bào, tổng

nitơ (nitơ trong hợp chất hữu cơ, amoni, nitrit và nitrat) trong hệ xử lý hiếu khí là không thay đổi.


~ 198 ~

Quá trình hình thành nitrat (oxy hoá amoni) xảy ra trong giai đoạn hiếu khí và là kế tiếp hai

giai đoạn: hình thành nitrit và từ nitrit hình thành nitrat. Quá trình khử nitrat, nitrit (và các hợp

chất nitơ có hoá trị dương) về khí nitơ (hoá trị không) xảy ra dưới điều kiện thiếu oxy (anoxic)

và cần nguồn carbon hữu cơ (1g NO3-N cần khoảng 3g COD), vì vậy giai đoạn xử lý thiếu khí

thường được lắp đặt trước giai đoạn hiếu khí (predenitrification) nhằm tận dụng nguồn chất hữu

cơ từ nước thải chưa qua xử lý hiếu khí hoặc nếu lắp đặt sau giai đoạn hiếu khí (post-

denitrification) thì phải bổ xung thêm nguồn carbon (ví dụ rượu metanol).

Hệ thống lắp nối tiếp nhiều cặp hiếu khí – thiếu khí ngoài lợi thế sử dụng chất hữu cơ của

nguồn thải còn tận dụng được điều kiện khử nitrit (hợp chất trung gian của quá trình oxy hoá

amoni thành nitrat) về dạng khí nitơ, tức là tiết kiệm được oxy cho quá trình oxy hoá nitrit về

nitrat và cho lượng chất hữu cơ phân huỷ trong thời gian tương ứng. Nhiều công trình nghiên

cứu chỉ ra rằng nước thải đã qua xử lý hiếu khí nhìn chung có hàm lượng nitrit thấp (nhỏ hơn 0,1

mg/l) [7], song cũng có nhiều loại chứa hàm lượng nitrit rất cao trong quá trình xử lý hiếu khí,

với nước thải chứa nhiều nitrit thì hệ lắp ghép nhiều cặp hiếu khí – thiếu khí sẽ có hiệu quả cao

hơn các hệ thông thường.

Để dễ áp dụng kết quả từ phòng thí nghiệm vào thực tế xử lý nước thải chế biến thủy sản, quá

trình xử lý đồng thời COD và hợp chất nitơ được nghiên cứu theo phương pháp mẻ kế tiếp giai

đoạn trong cùng thiết bị ( Sequence Batch Reactor – SBR technology), chúng có tính tương đồng

như sơ đồ lắp ghép nhiều cặp hiếu khí - thiếu khí.

Tận dụng sự oxy hoá chưa triệt để (chỉ đến nitrit) để khử COD và hợp chất nitơ là nội dung

khảo sát của phân huỷ thiếu khí.

Thiết bị phản ứng tiến hành theo kỹ thuật bùn hoạt tính, áp dụng chế độ sục khí gián đoạn gọi

là thiết bị hoạt động gián đoạn. Quá trình diễn ra trong thiết bị hoạt động gián đoạn cũng tương

tự như trong thiết bị sục khí với bùn hoạt tính – bùn được phân bố đều trong thiết bị. Một điểm

khác biệt của thiết bị hoạt động gián đoạn là có sự xen kẽ giữa các giai đoạn sục khí (cung cấp

oxy hoà tan) và khuấy trộn (không cung cấp oxy hoà tan, tạo môi trường thiếu khí). Thiết bị trên

được sử dụng để đánh giá khả năng loại bỏ các tạp chất trong nước thải, đặc biệt là khả năng loại

bỏ nitơ cùng với carbon.

Thí nghiệm được tiến hành song song trong hai thiết bị phản ứng có cùng thể tích là 10 lít,

cùng mật độ sinh khối 4 g/l và thời gian thực hiện trong 360 phút. Không khí được cấp vào thiết

bị phản ứng nhờ máy thổi khí, giai đoạn khuấy trộn được thực hiện bằng máy khuấy. Hai thiết bị

được thực hiện với hai tỉ lệ thời gian sục khí và khuấy trộn khác nhau, cụ thể là 2:1 và 3:1.

Diễn biến của các quá trình hiếu khí (giai đoạn sục khí) và thiếu khí (giai đoạn khuấy trộn)

được đánh giá thông qua các thông số: pH, độ kiềm tổng, amoni, nitrit, nitrat, nitơ Kjeldahl và

DO.


~ 199 ~

Số liệu đo đạc được tiến hành trong từng ngày và các giá trị dùng để so sánh là các giá trị

trung bình của các ngày thí nghiệm.

Kết quả thí nghiệm thu được từ xử lý nước thải theo chế độ sục khí gián đoạn với tỉ lệ thời

gian sục khí và khuấy trộn khác nhau được ghi trong bảng 14. 8 và 14. 9.

Từ bảng kết quả cho phép nhận xét hiệu quả xử lý với chế độ hoạt động hiếu khí, thiếu khí

khác nhau.

Hiệu quả xử lý COD

Bảng kết quả 14. 8, 14. 9, 14. 10 và hình 14. 7, 14. 8 cho thấy kết quả xử lý COD của quá

trình xử lý kế tiếp giai đoạn hiếu khí – thiếu khí.

Bảng 14. 8. Sự thay đổi thành phần nước thải trong điều kiện hiếu khí : thiếu khí là 2:1 theo thời

gian trong 360 phút

Thông

số

Thời

gian TN

pH Kiềm

(mg

CaCO3/l)

COD

(mgO2/l)

N-NH3

(mgN/l)

N-NO2-

(mgN/l)

N-NO3-

(mgN/l)

TKN

(mgN/l)

Oxy hoà

tan

(mg/l)

Đầu vào 6,9

(6,4- 7,2)

244

(196 - 360)

876

(567 - 1730)

21,3

(9,4 - 37,5)

- - 41,7

(33 -72)

-

60phút 7,4

(7,3 - 7,6)

254

(210 - 412)

594

(240 - 946)

26,9

(17,7 - 46,9)

0,72

(0,21 - 1,28)

4,6

(2,55 - 7,1)

- 2,24

(0,7 - 3,85)

90phút 7,3

(7,1 - 7,4)

257

(212 - 418)

469

(222 - 865)

26,8

(18,3 - 47,7)

0,29

(0,08 - 0,7)

3,3

(2,4 - 4,6)

- 0,16

(0,13 - 0,2)

150phút 7,5

(7,3 - 7,6)

242

(200 - 414)

298

(107 - 639)

25,9

(17,0 - 46,4)

1,46

(0,23 - 2,89)

5,1

(2,3 - 11,6)

- 3,48

(1,2 - 5,3)

180phút 7,5

(7,3 - 7,6)

253

(204 - 424)

280

(105 - 574)

25,5

(16,3 - 46,8)

0,32

(0,12 - 0,85)

3,5

(1,8 - 7,2)

- 0,12

(0,1 - 0,14)

240phút 7,6

(7,4 - 7,7)

224

(160 - 388)

153

(70 - 295)

20,5

(11,3 - 40,4)

2,33

(1,18 - 4,57)

5,49

(2,1 - 10,2)

- 5,48

(3,5 - 6,3)

270phút 7,5

(7,4 - 7,7)

235

(168 - 396)

146

(63 - 284)

20,3

(11,7 - 40,7)

0,89

(0,12 - 3,59)

3,49

(1,7 - 6,8)

- 0,14

(0,11 - 0,19)

330phút 7,6

(7,5 - 7,7)

214

(162 - 380)

99

(50 - 218)

15,5

(9,2 - 33,8)

3,04

(0,88 - 6,15)

6,14

(2,0 - 12,4)

21,1

(14 - 38)

5,68

(4,9 - 6,5)

360phút 7,6

(7,4 - 7,7)

223

(172 - 370)

93

(41 - 216)

15,4

(9,3 - 34,0)

1,39

(0,15 - 3,7)

3,73

(0,8 - 8,7)

- 0,14

(0,1 - 0,18)


~ 200 ~

Bảng14. 9: Sự thay đổi thành phần nước thải trong điều kiện hiếu khí : thiếu khí là 3:1 theo thời

gian trong 360 phút.

Thông

số

Thời

gian TN

pH Kiềm

(mg

CaCO3/l)

COD

(mgO2/l)

N-NH3

(mgN/l)

N-NO2-

(mgN/l)

N-NO3-

(mgN/l)

TKN

(mgN/l)

Oxy hoà

tan

(mg/l)

Đầu vào 6,9

(6,4 - 7,2)

244

(196 - 360)

876

(567 - 1730)

21,3

(9,4 - 37,5)

- - 42

(33 -72)

-

90phút 7,5

(7,4 - 7,7)

254

(218 - 408)

416

(195 - 781)

27,0

(19,7 - 47,8)

1,25

(0,33 - 1,98)

5,36

(2,75 - 8,7)

- 3,48

(0,8 - 5,3)

120phút 7,5

(7,3 - 7,8)

258

(214 - 420)

398

(183 - 751)

27,0

(19,1 - 48,2)

0,24

(0,08 - 0,5)

3,72

(2,45 - 4,8)

- 0,14

(0,12 - 0,18)

210phút 7,5

(7,4 - 7,7)

236

(198 - 410)

186

(63 - 318)

23,9

(12,2 - 45,9)

1,74

(0,23 - 2,74)

5,03

(2,0 - 10,6)

- 4,6

(2,3 - 6,2)

240phút 7,5

(7,3 - 7,7)

347

(192 - 420)

175

(61 - 308)

23,5

(14,4 - 43,6)

0,52

(0,08 - 1,46)

3,24

(1,9 - 5,8)

- 0,16

(0,12 - 0,2)

330phút 7,6

(7,4 - 7,7)

211

(156 - 372)

102

(43 - 202)

15,7

(9,2 - 34,6)

2,61

(1,11 - 4,72)

5,36

(2,5 - 9,8)

21

(14 - 35)

5,29

(3,85 - 6,7)

360phút 7,5

(7,5 - 7,7)

217

(160 - 370)

97

(34 - 201)

15,7

(9,4 - 33,9)

1,53

(0,08 - 4,11)

3,56

(1,0 - 7,5)

- 0,15

(0,11 - 0,21)

Hiệu quả xử lý COD của cả hai phương thức xử lý là rất cao, đạt trên 90% (93,8 và 94,8%)

sau 360 phút thí nghiệm. Hiệu quả xử lý COD ở hai thiết bị sau 360 phút không khác nhau. Ở

giai đoạn đầu của sục khí, thiết bị hoạt động với tỉ lệ thời gian 3:1 có hiệu suất xử lý COD cao

và đạt 52,5% sau 90 phút, còn thiết bị hoạt động với tỉ lệ thời gian 2:1 đạt 43,5% sau 60 phút.

Khi thời gian hoạt động kéo dài thì hiệu quả xử lý của cả hai thiết bị đều tăng lên, nhưng tốc độ

phân huỷ chất hữu cơ của hai thiết bị cũng giảm dần. Trong thiết bị hoạt động với tỉ lệ thời gian

3:1, sau 90 phút hiệu quả đạt 52,5% nhưng sau thời gian 210 và 330 phút chỉ tăng lên tương ứng

26% và 9,8%. Trong thiết bị hoạt động với tỉ lệ thời gian 2:1, sau thời gian 60, 150, 240, 330

phút hiệu suất xử lý COD tăng tương ứng là 43,5%, 22,5%, 16,5% và 6,2% (bảng 14. 10).

Từ bảng số liệu 14. 8, 14. 9 cho thấy, trong giai đoạn thiếu khí COD của nước thải cũng

giảm. Với thí nghiệm có tỉ lệ thời gian sục khí : khuấy trộn là 2:1 thì trong 30 phút ở các pha

khuấy khác nhau COD giảm 5,3%, 6,0%, 4,6% và 6,1%, với thí nghiệm có tỉ lệ thời gian sục khí

: khuấy trộn là 3:1 các giá trị tương ứng là 4,3%, 5,9% và 4,9%. Giai đoạn thiếu khí đóng góp

22% trong thí nghiệm với tỉ lệ 2:1 và 15,1% trong thí nghiệm với tỉ lệ 3:1 của khoảng 90% hiệu

quả loại bỏ COD của cả quá trình.

Bảng 14. 10: Hiệu quả xử lý COD (%) theo thời gian trong giai đoạn hiếu khí và thiếu khí.


~ 201 ~

Tỉ lệ thời gian sục khí và

khuấy là 2:1

Tỉ lệ thời gian sục khí và khuấy

là 3:1

Thời gian

thí nghiệm

Hiệu suất xử lý COD

trung bình (%)

Thời gian

thí nghiệm

Hiệu suất xử lý COD

trung bình (%)

60phút 43,5 90phút 52,5

90phút 48,8 120phút 56,8

150phút 66,0 210phút 78,8

180phút 72,0 240phút 84,7

240phút 82,5 330phút 88,9

270phút 87,1 360phút 93,8

330phút 88,7

360phút 94,8

Hình 14. 7. Sự biến thiên COD của nước thải trong thí nghiệm

với tỉ lệ thời gian sục khí và khuấy là 2:1

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9

CO

D, m

gO

2/l

§Çu vµo

Sau 60 phót

Sau 150 phót

Sau 240 phót

Sau 330 phót



~ 202 ~

Phần COD giảm đi trong giai đoạn khuấy trộn (giai đoạn thiếu khí) chính là phần COD đã tham

gia vào phản ứng khử nitrit, nitrat. Trong thí nghiệm với tỉ lệ 2:1 hiệu quả xử lý COD cao hơn

chút ít so với thí nghiệm kia.

Hình 14. 8. Sự biến thiên COD của nước thải trong thí nghiệm

với tỉ lệ thời gian sục khí và khuấy là 3:1.

Hiệu quả xử lý hợp chất nitơ

Mục đích của thí nghiệm sử dụng thiết bị hoạt động gián đoạn để loại bỏ nitơ, dựa vào

nguồn carbon sẵn có trong nước thải. Quá trình loại bỏ nitơ được thực hiện qua hai giai đoạn: sục

khí (điều kiện hiếu khí) và khuấy trộn (điều kiện thiếu khí).

Trong điều kiện hiếu khí với đầy đủ oxy hoà tan, hai chủng vi sinh dị dưỡng (xử lý chất

hữu cơ, COD) và vi sinh tự dưỡng (chuyển hoá amoni thành nitrat) cùng tồn tại trong thiết bị. Tỉ

lệ giữa hai chủng vi sinh này phụ thuộc nhiều vào tỉ lệ giữa hợp chất hữu cơ với hợp chất chứa

nitơ (COD/NKT) [8]. Trong giai đoạn này, chất hữu cơ và amoni đều được oxy hoá, amoni

chuyển thành nitrit, nitrat. Trong điều kiện thiếu khí, vi sinh khử nitrat (denitrifier) sẽ phát triển

và dựa vào nguồn cacbon trong nước thải, chúng chuyển hoá nitrit, nitrat thành khí nitơ. Yếu tố

oxy hoà tan có mặt trong nước thải ở giai đoạn này sẽ ức chế khả năng hoạt động của chúng.

So sánh các giá trị amoni và TKN (tổng nitơ Kjeldahl là nitơ nằm trong các hợp chất hữu cơ

và trong amoni) sau 360 phút, cho thấy rằng quá trình chuyển hoá các hợp chất nitơ ở cả hai thiết

bị hoạt động gián đoạn là gần tương tự nhau (hình 14. 9). Sau 360 phút thí nghiệm, giá trị amoni

ở các thiết bị giảm không nhiều, từ 21,3 xuống 15,5 – 15,7 mgN/l, nhưng hiệu suất loại bỏ TKN

đạt tới 50% (giảm từ 41,7 xuống 20,5 – 21,1 mgN/l). Điều này chứng tỏ các hợp chất chứa nitơ

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9

CO

D, m

gO

2/l

§Çu vµo

Sau 90 phót

Sau 210 phót

Sau 330 phót



~ 203 ~

được thuỷ phân thành amoni, một phần amoni chuyển hoá thành nitrit, nitrat và tham gia vào cấu

tạo tế bào vi sinh.

Ở các giai đoạn sục khí, sự hình thành nitrit, nitrat đều có xu hướng tăng lên theo thời gian và

theo sự giảm nồng độ chất hữu cơ (bảng 14. 8 và 14. 9). Điều này xảy ra là do sau khi loại bỏ

được phần lớn COD, vi sinh vật tự dưỡng oxy hoá amoni có điều kiện phát triển không bị cạnh

tranh bởi vi sinh vật dị dưỡng.

Hình 14. 9. Sự biến thiên TKN của nước thải trong thí nghiệm

với tỉ lệ thời gian sục khí : khuấy là 2:1 và 3:1.

Trong giai đoạn thiếu khí, để xảy ra được quá trình khử, nitrit và nitrat cần có chất hữu cơ.

Từ số liệu bảng 14. 11 cho thấy hiệu suất khử nitrit là tương đối cao và hơn hiệu suất khử nitrat.

Trong thời gian 30 phút của chu kỳ thiếu khí, hiệu quả khử nitrit đạt từ 54,3% đến 78,1% ở thí

nghiệm với tỉ lệ 2:1 và từ 41,4% đến 80,8% ở thí nghiệm với tỉ lệ 3:1 (hình 14. 10 và 14. 11),

trong khi hiệu quả khử nitrat chỉ đạt cao nhất là 39,3%. Điều đó chứng tỏ quá trình khử nitrit xảy

ra nhanh hơn so với nitrat. Đó là yếu tố có lợi về phương diện vận hành: đỡ tốn oxy cấp cho quá

trình oxy hoá nitrit thành nitrat và lượng chất hữu cơ tương ứng.

Bảng 14. 11 Hiệu suất khử nitrit, nitrat

Tỉ lệ thời gian sục khí và khuấy

là 2:1

Tỉ lệ thời gian sục khí và khuấy là

3:1

Giai đoạn

thiếu khí

Hiệu suất khử trung

bình (%)

Giai đoạn thiếu

khí

Hiệu suất khử trung

bình (%)

NO2-

NO3-

NO2-

NO3-

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9

TK

N,

mg

N/l

§Çu vµo

Sau 330 phót víi tØ lÖ 2:1

Sau 330 phót víi tØ lÖ 3:1



~ 204 ~

Pha 1: 30phút 59,7 28,2 Pha 1: 30phút 80,8 35,6

Pha 2: 30phút 78,1 31,5 Pha 2: 30phút 70,1 35,6

Pha 3: 30phút 61,8 36,4 Pha 3: 30phút 41,4 33,8

Pha 4: 30phút 54,3 39,3

Hình 14. 10. Sự biến thiên NO2- của nước thải trong thí nghiệm

với tỉ lệ thời gian sục khí và khuấy là 2:1

0

1

2

3

4

5

6

7

1 2 3 4 5 6 7 8 9

NO

2- , m

gN

/l

Sau 60 phót

Sau 90 phót

Sau 150 phót

Sau 180 phót

Sau 240 phót

Sau 270 phót

Sau 330 phót

Sau 360 phót



~ 205 ~

Hình 14. 11: Sự biến thiên NO2- của nước thải trong thí nghiệm

với tỉ lệ thời gian sục khí và khuấy là 3:1.

Từ kết quả đánh giá quá trình phân huỷ thiếu khí (trước hoặc sau thiếu khí) được thực hiện

thông qua kỹ thuật gián đoạn cho thấy:

- Quá trình khử nitrat có tốc độ nhanh hơn nhiều (khoảng 3 lần) so với quá trình oxy hoá amoni.

- Hợp chất trung gian của quá trình oxy hoá amoni là nitrit trong nhiều trường hợp có nồng độ

khá cao và quá trình khử nó về dạng khí nitơ xảy ra với tốc độ cao hơn so với nitrat.

- Khử nitrit về khí nitơ sẽ thuận lợi hơn về phương diện cấp khí ít hơn cho quá trình hiếu khí (để

oxy hoá nitrit thành nitrat và lượng chất hữu cơ tương ứng trong giai đoạn đó) và cần ít lượng

chất hữu cơ để cho quá trình khử do hoá trị của nitơ trong nitrit là +3 và trong nitrat là +5.

- Để xử lý hợp chất nitơ, hệ thống lắp ghép nối tiếp các cặp hiếu khí- thiếu khí sẽ mang lại hiệu

quả cao hơn cả về phương diện chất lượng và giá thành vận hành.

14. 3. Hiệu quả xử lý dinh dưỡng của thủy thực vật.

Thực vật nước có vai trò rất quan trọng trong xử lí ô nhiễm nước thải. Trong khi vi sinh vật

tham gia trực tiếp vào quá trình phân huỷ chất hữu cơ và tạo ra các chất vô cơ (nitơ, photpho,

các chất khoáng khác...) cho thực vật sử dụng thì nhiều loài thực vật nước có thể cung cấp O2 để

tăng cường quá trình phân huỷ hiếu khí các chất hữu cơ. Để tăng trưởng, thực vật nước hấp thụ

-1

0

1

2

3

4

5

1 2 3 4 5 6 7 8 9

NO

2- , m

gN

/l

Sau 90 phót

Sau 120 phót

Sau 210 phót

Sau 240 phót

Sau 330 phót

Sau 360 phót



~ 206 ~

tích cực và đồng hoá các hợp chất vô cơ dạng NO3-, NH4

+, PO4

3-... Đây chính là một trong

những cơ chế quan trọng khi sử dụng thuỷ thực vật để làm sạch nước thải.

Cần nói thêm là bên cạnh các phương pháp hoá-lí và phương pháp sinh học sử dụng vi sinh

vật để xử lí nước thải, thực vật nước hiện nay đang là đối tượng được quan tâm do có những ưu

điểm chính sau đây:

- Tăng trưởng nhanh nên hấp thụ các chất khoáng nhanh,

- Sử dụng thực vật nước là phương pháp thân thiện môi trường,

- Giá thành xử lí thấp,

- Sinh khối sau xử lí có thể tận dụng cho chăn nuôi, sản xuất khí metan, protein, làm phân bón.

14. 3. 1. Đối tượng và phương pháp nghiên cứu.

* Nguồn thải: Nước thải thuỷ sản sau công đoạn xử lí yếm khí (UASB) có nồng độ NH4+ dưới

100 mg/L. Thí nghiệm ngưỡng chịu NH4+ của rau muống và bèo tấm được tiến hành trên nền

nước thải này với việc bổ sung thêm NH4+ dưới dạng muối NH4Cl.

* Thực vật nước

+ Bèo Tấm: Lemna minor L. thuộc họ Bèo tấm - Lemnaceae. Bèo tấm thuộc loại thuỷ sinh

mọc nổi. Thân là tản hình thấu kính lồi rộng 4-5 mm, mang một rễ và mọc chồi thành thân khác.

Thường có hai hoa đực với 2 nhị và 1 hoa cái với 1 bầu.

Bèo tấm mọc phổ biến khắp thế giới trong các ao, đầm. Đây là loài thực vật có hoa nhỏ nhất.

Bèo tấm là đối tượng tốt cho nghiên cứu sinh hoá, sinh học phát triển, quang hợp và khả năng

chống chịu độc tố. Vì tốc độ sinh trưởng rất nhanh và hàm lượng protein thô có thể đạt tới 40- 43

% nên bèo tấm là loại thức ăn rất tốt cho gia súc, gia cầm.

+ Rau muống. Ipomoea aquatica Forsk. thuộc họ bìm bìm- Convolvulaceae. Cây mọc bò ở

nước hay trên cạn. Thân rỗng, dày, có những đốt, mặt ngoài nhẵn, lá hình ba cạnh, đầu nhọn,

nhưng cũng có khi hẹp và dài. Hoa to màu trắng hay tím. Quả hình cầu, đường kính 7-9 mm.

Hoa nở vào mùa thu.

Rau muống phân bố rộng tại Việt Nam. Rau muống được dùng làm rau cho người và cho gia

súc, gia cầm. Thành phần hoá học của rau muống bao gồm 92% nước, hơn 3% protit, 2,5%

gluxit, 1 % xenluloza, 1-2 % hợp chất vô cơ. Rau chứa nhiều Fe, P và Ca và một vài vitamin C,

B, PP, B2.

* Các phương pháp nghiên cứu

Các phương pháp sau đây được sử dụng để tiến hành nghiên cứu:

- Xác định nồng độ NH4- bằng phương pháp Nessler.


~ 207 ~

- Xác định nồng độ NO3- bằng phương pháp Brucine.

- Xác định nồng độ P tổng.

- Xác định COD.

- Xác định tốc độ tăng trưởng: cân trực tiếp sinh khối tươi bằng cân kĩ thuật

- Tính toán thời gian nhân đôi sinh khối:

tg = ln2 / R mà R = lnW-lnW0 / T

Trong đó W là sinh khối ban đầu; W0 - sinh khối sau thời gian sinh trưởng T (ngày).

- Xác định DO.

- Đo cường độ ánh sáng bằng máy Luximeter YU-116, Nga

Thí nghiệm trồng cấy được tiến hành trong các chậu nhựa 10 l hoặc chậu sứ 6 l. Trước khi lấy

mẫu phân tích, dung dịch nuôi trong chậu được bổ sung nước máy đến vạch đã xác định nhằm

thay thế lượng nước đã bốc hơi. Các số liệu đo đạc là trung bình của 3 lần lặp lại.

Trong thời gian khảo sát, nhiệt độ môi trường nằm trong khoảng 27 - 34oC, cường độ ánh

sáng nằm trong vùng 3500 - 8500 lux.

Đánh giá ngưỡng chịu nồng độ amoni của thủy thực vật.

Mỗi loài thực vật chỉ có khả năng tồn tại và phát triển trong môi trường có nồng độ chất dinh

dưỡng nhất định. Nồng độ dinh dưỡng quá cao gây bất lợi cho cây trồng, thậm chí giết chết

chúng, thể hiện sớm nhất là hiện tượng cháy (khô) lá.

Bèo tấm được nuôi trồng trong môi trường nước có nồng độ amoni từ 50 - 350 mg/l. Kết quả

nhận được từ thí nghiệm cho thấy: trong vùng nồng độ amoni 200 - 350 mg/l bèo tấm chỉ tồn tại

được ba ngày, chết hoàn toàn sau bảy ngày kể từ khi nuôi.

Khác với bèo tấm, rau muống có khả năng chịu đựng và phát triển bình thường ở trong vùng

nồng độ amoni từ 50 - 350 mg/l. Tốc độ tăng trưởng của rau muống khác nhau không nhiều

trong vùng nồng độ khảo sát.

14. 3. 2. Đánh giá hiệu quả xử lý dinh dưỡng của thủy thực vật.

Nước thải thủy sản sau xử lý yếm khí có nồng độ amoni là 20,6 mg NH4 -N/l và tổng photpho

là 3,6 mg P/l. Bèo tấm được nuôi trồng trong môi trường nước trên. Theo dõi sự biến đổi các

thông số amoni, nitrat, photpho và COD của nước trong thời gian 10 ngày cũng như mức tăng

trưởng sinh khối của hệ nghiên cứu. Kết quả được trình bày trong bảng 14. 12.


~ 208 ~

Bảng 14. 12. Đánh giá khả năng loại bỏ nitơ và P của bèo tấm

Thời gian thí

nghiệm (ngày)

Tăng trưởng

(gr tươi)

NH4+

( mg/l)

NO3-

(mg/l)

P tổng

(mg/l)

COD

(mg/l)

0 40,0 20,6 0,1 3,6 60,0

3 71,2 18,7 0,2 3,1 46,0

5 99,3 13,5 0,3 2,5 44,6

7 138,0 11,7 0,3 2,5 37,2

10 160,3 1,1 0,5 1,2 30,7

Cùng với thí nghiệm tương tự nhưng với nồng độ amoni ban đầu lớn hơn (88 mg/l) và thời

gian khảo sát dài hơn (14 ngày), kết quả được trình bày trong bảng 14.13.

Một số kết quả và nhận xét:

- Với môi trường có nồng độ amoni nhỏ hơn 150 mg/l, bèo tấm có thể tồn tại và phát triển.

- Bèo tấm phát triển nhanh, đạt thời gian thế hệ trong 5 - 7 ngày.

- pH và oxy hòa tan dao động không nhiều, nói cách khác sự có mặt của bèo tấm ít gây ảnh

hưởng đến oxy hòa tan và pH của môi trường.

- Khả năng xử lý NO3 và P của bèo tấm không cao.

- COD giảm khá nhiều nhưng nguyên nhân trực tiếp có lẽ không phải do bèo tấm.

Bảng 14. 13. Đánh giá khả năng loại bỏ N và P của bèo tấm

Thời gian thí

nghiệm (ngày)

Tăng trưởng

(gr tươi)

NH4+

( mg/l)

NO3-

(mg/l)

P tổng

(mg/l)

COD

(mg/l)

0 30 88,0 0,3 3,1 183

2 37 62,5 0,1 0,7 79

5 50 44,3 0,8 0,5 77

7 70 35,6 0,8 1,0 65

9 90 11,3 2,0 0,2 64

14 129 0,25 0,2 0,1 40

Thí nghiệm với rau muống cũng được tiến hành tương tự như đối với bèo tấm, kết quả được

trình bày trong bảng 14. 14, 14. 15.


~ 209 ~

Bảng 14. 14. Đánh giá khả năng loại bỏ N và P của rau muống (đợt 1).

Thời gian thí

nghiệm (ngày)

Tăng trưởng

(gr tươi)

NH4+

( mg/l)

NO3-

(mg/l)

P tổng

(mg/l)

COD

(mg/l)

0 150 20,8 0,1 3,2 55,0

3 - 13,5 0,2 2,9 45,0

5 - 2,3 0,3 3,8 43,5

7 - 1,8 0,3 3,1 42,4

10 170,5 0,8 0,2 3,1 34,6

So với bèo tấm khả năng xử lý dinh dưỡng của rau muống khác với bèo tấm ở đặc điểm:

- Khả năng hấp thu NO3-, P của rau muống thấp.

- Tốc độ tăng trưởng sinh khối của bèo tấm chậm hơn nhiều (thời gian tăng trưởng gấp đôi trong

đợt 1 là 53 ngày, đợt hai là 27,9 ngày).

- Khả năng loại bỏ COD thấp.

Bảng 14. 15. Đánh giá khả năng loại bỏ nitơ và P của rau muống (đợt 2).

Thời gian thí

nghiệm (ngày)

Tăng trưởng

(gr tươi)

NH4+

( mg/l)

NO3-

(mg/l)

P tổng

(mg/l)

COD

(mg/l)

0 200 88,0 0,3 3,1 183

2 - 52,0 0,2 1,5 92

5 - 39,5 0,7 0,5 84

7 - 27,9 1,3 0,3 52

9 - 2,1 1,1 0,4 34

14 282,7 0,7 0,2 0,2 32

Từ các kết quả thu được cho phép nhận xét: với các cơ sở sản xuất nhỏ, điều kiện địa hình

rộng rãi, nước thải có thể xử lý bằng cách kết hợp xử lý yếm khí và nuôi thủy thực vật.

14. 4. Một vài nhận xét từ kết quả nghiên cứu.


~ 210 ~

Phối hợp kết quả nghiên cứu từ phòng thí nghiệm cùng với kinh nghiệm thu được từ xây

dựng, vận hành các hệ thống xử lý nước thải tại Đà Nẵng (F 10), Phan Thiết (Hải Nam), Quảng

Ninh và Thanh Hóa có thể rút ra một số nhận xét sau:

Tách loại chất rắn.

Hàm lượng chất rắn trong nước thải thuỷ sản khá lớn, kích thước rất khác nhau, hoàn toàn có

thể sử dụng làm nguyên liệu để sản xuất các sản phẩm phụ (thức ăn gia súc). Chúng rất dễ bị

phân huỷ và tiết ra chất gây ô nhiễm vào dòng nước thải, góp 60 – 70% tải lượng ô nhiễm tổng.

Tách chúng ra khỏi dòng nước thải sớm là mục tiêu đặt ra.

Qua khảo sát tại hiện trường và nghiên cứu cho thấy: biện pháp dùng lưới, song chắn rác đạt

hiệu quả thấp do nhiều thành phần trong đó có độ bám dính cao, gây tắc dòng chảy, công việc vệ

sinh lưới chắn rác khá vất vả.

Phương pháp lắng sơ cấp với thời gian lưu thuỷ lực 10 – 15 phút và với tải trọng bề mặt 2

m3.m

-2.h

-1 có hiệu quả tách khá tốt nhưng giai đoạn tách bùn lắng khó khăn do độ linh động của

các chất rắn thấp (xương, vẩy cá), do không thể tách bùn liên tục nên chúng bị ngâm lâu trong

nước, tiết ra chất gây ô nhiễm. Do ngâm lâu trong nước chất lượng của chúng giảm khi sử dụng

làm nguyên liệu để sản xuất phụ phẩm.

Kỹ thuật tách chất thải rắn vì vậy được tập trung vào thiết bị lọc dạng tang trống quay. Nó đáp

ứng được các tiêu chí: không gây tắc dòng, loại bỏ nhanh chất rắn ra khỏi dòng thải, kích thước

của các phân tử rắn có thể vớt được chỉ phụ thuộc vào kích thước của mắt lưới lọc, dễ cơ khí hoá

nhằm giảm thiểu lao động nặng nhọc.

Xử lý vi sinh yếm khí.

Kết quả khảo sát phân hủy nước thải chế biến thủy sản trong điều kiện yếm khí cho thấy:

- Hiệu quả xử lý của kỹ thuật yếm khí đối với COD của nước thải thuỷ sản đạt 70 – 80% với thời

gian lưu thuỷ lực là 8 giờ.

- Yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý COD là mật độ vi sinh, khả năng tiếp xúc (chuyển khối)

và thời gian lưu, trong đó hai yếu tố đầu có tác động mạnh hơn.

- Xử lý yếm khí theo phương thức nối tiếp cho hiệu quả cao hơn so với phương thức một giai

đoạn với cùng các thông số kỹ thuật (thời gian lưu thuỷ lực, mật độ vi sinh).

- Hiệu suất hình thành khí metan thấp nên việc thu hồi chúng ở các cơ sở sản xuất qui mô nhỏ có

lợi ích kinh tế không lớn.

- Khả năng loại bỏ hợp chất nitơ, photpho trong hệ xử lý yếm khí đơn độc không cao, sự suy

giảm của các thành phần trên chỉ là phần tham gia vào thành phần cấu tạo tế bào.

- Trong thành phần chất gây ô nhiễm, có một tỷ lệ chất rất khó phân huỷ dưới điều kiện yếm khí,

chúng chiếm 20 – 30% của COD dạng tan.


~ 211 ~

Xử lý vi sinh hiếu khí.

Phương pháp bùn hoạt tính hoạt động theo phương thức một và hai giai đoạn nối tiếp được sử

dụng để đánh giá hiệu quả của quá trình xử lý. Đặc trưng được quan tâm khảo sát là sự cạnh

tranh giữa hai tập đoàn vi sinh dị dưỡng (xử lý BOD, COD) và loại tự dưỡng (oxy hoá amoni

thành nitrit và nitrat). Kết quả nhận được cho thấy:

- Phương pháp bùn hoạt tính là kỹ thuật xử lý rất có hiệu quả đối với nước thải chế biến thuỷ sản.

Hiệu quả xử lý đạt tới 90% với thời gian lưu khoảng 8 giờ trong khoảng nhiệt độ rộng và với

mật độ vi sinh là 3 g/l. Hiệu quả xử lý COD trong phương thức một hoặc nối tiếp hai giai đoạn

khác nhau không đáng kể. Tốc độ phân huỷ COD chậm dần theo thời gian nên để có được độ

sạch sâu của nước sau xử lý cần phải kéo dài thời gian lưu thuỷ lực.

- Trong điều kiện hiếu khí, quá trình thuỷ phân hợp chất nitơ thành amoni không nhanh, nó có

tính tương hợp tốt với quá trình oxy hoá amoni (chậm sau đó).

- So với phân huỷ COD, oxy hoá amoni thành nitrat có tốc độ chậm hơn nhiều, tốc độ oxy hoá

amoni, ngược lại với phân huỷ COD tăng lên theo thời gian và hiệu suất oxy hoá amoni trong

thiết bị mắc nối tiếp đạt kết quả cao hơn so với quá trình một giai đoạn.

- Thành phần nitơ trong nước thải thuỷ sản luôn dư so với nhu cầu tạo thành tế bào của vi sinh

vật. Muốn đạt chất lượng cao về chỉ tiêu nitơ cần có thêm xử lý thiếu khí hay các biện pháp bổ

sung khác do quá trình khử nitrat trong quá trình xử lý hiếu khí xảy ra không đáng kể.

- Xử lý hiếu khí riêng rẽ không có khả năng loại bỏ triệt để photpho. Kết tủa photphat với muối

nhôm trong bể lắng thứ cấp là phương án thuận lợi và khá đơn giản.

Loại bỏ hợp chất nitơ theo sơ đồ tổ hợp hiếu khí – thiếu khí.

Để dễ áp dụng kết quả từ phòng thí nghiệm vào thực tế xử lý nước thải chế biến thuỷ sản, quá

trình xử lý đồng thời COD và hợp chất nitơ được đánh giá theo phương pháp mẻ kế tiếp giai

đoạn. Kết quả nhận được cho thấy:

- Quá trình khử nitrat có tốc độ nhanh hơn khoảng 3 lần so với tốc độ oxy hoá amoni.

- Sự suy giảm COD trong giai đoạn thiếu khí đóng góp khoảng 20% vào hiệu quả xử lý COD

tổng thể của hệ.

- Hợp chất trung gian của quá trình oxy hoá amoni là nitrit được khử về nitơ có tốc độ nhanh hơn

so với tốc độ khử nitrat về nitơ.

- Khử nitrit về khí nitơ sẽ thuận lợi hơn do tiết kiệm được oxy để oxy hoá nitrit về nitrat và oxy

hoá lượng chất hữu cơ trong giai đoạn đó. Từ kết quả này dẫn tới việc sử dụng cấu hình lắp

ghép nối tiếp các cặp hiếu khí – thiếu khí sẽ mang lại hiệu quả cao hơn các sơ đồ khác trong

những điều kiện cụ thể.

Khả năng xử lý của thuỷ thực vật.


~ 212 ~

Bèo tấm và rau muống được chọn làm đối tượng nghiên cứu. Kết quả đánh giá cho thấy:

- Cả bèo tấm và rau muống đều có tác dụng xử lý COD, amoni, khả năng xử lý photpho không

cao.

- Khả năng thích ứng của bèo tấm và rau muống đối với nồng độ amoni là khác nhau. Bèo tấm

sinh trưởng tốt ở vùng nồng độ amoni nhỏ hơn 150 mg/l, trong khi rau muống sinh trưởng, phát

triển tốt ở khoảng nồng độ 50 – 350 mg/l.

- Hiệu quả xử lý amoni và COD của bèo tấm lớn hơn của rau muống do tốc độ tăng trưởng sinh

khối lớn hơn, do hàm lượng nitơ trong sinh khối cao hơn.

- Khả năng xử lý hợp chất nitơ dạng nitrat của cả bèo tấm và rau muống không cao.


~ 213 ~

Tài liệu tham khảo.

Chương 1.

1. J. D. Lee. Biological nutrient removal. Tech. concept & design. Workshop on wastewater

treatment, Hanoi 28. 7. 2001.

2. C. E. Boyd. Pond aquaculture water quality management. Cluver Academic Publ. Boston,

USA 1998.

3. M. Valve. Goal and status for nitrogen removal in Finland. In Nitrogen removal from

municipal wastewater 12 - 15 (Ed. M. Valve). TemaNord 1994: 580.

4. J. L. Cour Jasen, T. Christensen. xem [3], 7 - 11.

5. H. Bloech. EU policy on nutrient emissions: Legislation and implementation. Wat. Sci.

Techơnol. Vol. 44, No. 1, 1 - 7 (2001).

6. T. Hofshagen, S. Tremoen. Goal and status for nitrogen removal in Norway. xem [3], 16 -

20.

7. P. Ockler, C. Thoeye. Key tools to accelerate fulfilment of EU urban wastewater

treatment directive in the Flemish region of Belgium. Wat. Sci. Technol. Vol. 44, No. 1, 7

- 14 (2001).

8. O. Tornes. Implementation of EU discharge guidelines at IVARs regional wastewater

treatment plant of north Jaeren Stavanger, Norway. Wat. Sci. Technol. Vol. 44, No. 1, 33

- 39 (2001).

9. H. Bode, R. Klopp. Nutrient removal in the river bank of Ruhr - a German case study.

Wat. Sci. Technol. Vol. 44, No. 1, 14 - 24 (2001).

10. C. W. Randall. Nutrient reduction policies and management strategies of the Chesapeake

Bay water quality restoration program. Wat. Sci. Technol. Vol. 44, No. 1, 25 - 32 (2001).

11. C. W. Randall. Potential societal and economic impacts of wastewater nutrient removal

and recycling. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 1, 11 - 17 (2003).

12. M. Van Loosdrecht (Issue Editor). From Nutrient removal to recovery. Wat. Sci. Technol.

Vol. 48, Nr. 1, (2003).

13. A. Mulder. The quest for sustainable nitrogen removal technologies. Wat. Sci. Technol.

Vol. 48, No. 1, 67 - 75 (2003).

14. M. Maurer, P. Schwegler. Nutrient in urine: energetic aspect of removal and recovery.



~ 214 ~

15. J. Lienert, M. Haller. How farmers in Switzerland peceive fertilizers from recycled

anthropogenic nutrient (urine). Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 1, 47 - 56 (2003).

16. C. Pahl - Wostl, A. Schaenborn. Investigating consumer attitudes towards the new

technology of urine separation. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 1, 57 - 66 (2003).

Chương 2.

1. R. Crites, G. Tchobanoglous. Small and decentralized wastewater management systems.

WCB/Mc Graw Hill 1998.

2. WEF. Biological and chemical systems for nutrient removal. Special publication.

Alexandria USA 1998.

3. H. Rogues (ed.) Chemical water treatment. VCH publ. New York 1996.

4. Lê Văn Cát. Xử lý nước thải thủy sản: một số kinh nghiệm xây dựng và vận hành hệ

thống trong thực tiễn. Hội nghị hóa học toàn quốc lần thứ 4. 10/2003. Tuyển tập toàn văn

(hóa phân tích và môi trường), 86 - 92.

5. Lê Văn Cát, Trần Hữu Quang, Trần Mai Phương. Xử lý nước thải thủy sản: Loại bỏ hợp

chất nitơ trong kỹ thuật gián đoạn. Tạp chí hóa học T. 41 DB. 2003, tr. 18 - 25.

6. W. Fresenius, W. Schneider (ed). Wastewater technology Springer Verl. Berlin

Heidelberg 1998.

7. J. Takeda, T. Suzuki. Technical manual of marine products processing on industrial

pollution control. Japan environmental consultants Ltd, 1999.

8. Lehrbuch and Handbuch der Abwassertechnik. Band V. Teil 6: Verarbeitung tierischer

produkte. 3. Auflage Verl. Architektur u. techn. Wissenschaften. Berlin 1985.

9. H. R. Jones. Pollution control in the dairy industry. Noyes Data Cooperation. Park Ridge

Jersey, London 1974.

10. WEF. Food processing. Digest. Alexandria, USA 1997.

11. J. A. Willsenach, M. Maurer. From waste treatment to integrated resource management.


12. C. W. Randall. Potential societal and economic impact of wastewater nutrient removal

and recycling. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 1, 11 - 17 (2003).

13. Y. S. Choi, S. W. Hong. Development of biological process for live stock wastewater

treatment using a technique for predominant outgrowth of Bacillius species. Wat. Sci.

Technol. Vol. 45, No. 12, 71 - 78 (2002).

14. Y. Eun, E. Choi. Optimization of nitrogen removal from piggery waste by nitrit

nitrification. Wat. Sci. Technol. Vol. 45, No. 12, 89 - 96 (2002).


~ 215 ~

15. C. E. Boyd, C. S. Tucker. Pond aquaculture water quality management. Kluver Academic

Press, 1998.

16. C. H. Burton, C. Turner. Manure management. Treatment stategies for sustainable

agriculture (2 nd ed.) Wrest park, UK. 1998.

17. S. A. Q. Burton, I. A. Watson - Craik. Ammonia and nitrogen fluxes in landfill sites:

applicability to sustainable landfilling. Waste Management & Research. Vol. 16, No. 1,

41 - 53 (1998).


Vol. 48, No. 1, 67-75 (2003).

19. H. D. Robinson, J. H. Gronow. A review of landfill leachate in the UK. In proceeding

Sardina 93, 4 th intern. Landfill system (Ed. R. Stegmann) Cagliari, Italy CISA, 821 -

832.

20. Lê Văn Cát. Sự biến động chất lượng nước rác - Cở sở khoa học để xây dựng công nghệ

xử lý. Hội nghị hóa học toàn quốc lần thứ IV. 10/2003 (Hóa phân tích và môi trường),

146 - 154.

21. C. E. Boyd, C. S. Tucker. Pond aquaculture water quality management. Cluver Ac. Publ.

Boston 1998.

Chương 3.

1. J. Lee. Selective photocatalytic oxidation of NH3 to N2 on platinized TiO2 in water.

Environ. Sci. Technol. Vol. 36, 5462 - 5468 (2002).

2. D. K. Lee. Mechanism and kinetics of the catalytic oxidation of aqueous ammonia to

molecular nitrogen. Environ. Sci. Technol. Vol. 37, 5745 - 5749 (2003).

3. A. Mulder. The quest for sustainable nitrogen technologies. Wat. Sci. Technol. Vol. 48,

No. 1, 67 - 75 (2003).

4. WEF. Biological and chemical systems for nutrient removal. Alexandria, USA 1998.

Chương 4.

1. Lê Văn Cát. Hấp phụ và trao đổi ion trong kỹ thuật xử lý nước và nước thải. NXB Thống

Kê, Hà Nội, 2002.

2. D. W. Breck. Zeolit molecular sieves. Structure, Chemistry and use. New York 1974.

3. D. A. Clifford. Ion exchange and inorganic adsorption. In water quality and treatment.

AWWA (Ed. F. W Pontius), Mc Graw Hill Inc. 1990.


~ 216 ~

4. A. Hedstrom. Ion exchange of ammonium in zeolites. A literature review. J. Environ.

Eng. Vol. 42, No. 8, 673 - 681 (2001).

5. B. A. Bolto, L. Pawlowski. Wastewater treatment by ion exchange. London. Spon. New

York 1987.

6. L. Liberti, A. Lopez. Application of selective ion exchange to recover MgNH4PO4 from

sewage. In: Chemistry for protection of the environment (Ed. L. Pawlowski). Elseviev

Amsterdam, 513 - 523 (1984).

7. M. Yoshino, M. Yao. Removal and recovery of phosphate and ammonium as struvite

from supenatant in anaerobic digestion. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 1, 171 - 178

(2003).

8. Trần Mai Phương, Lê Văn Cát. Tách protein trong nước thải giết mổ bằng phương pháp

kết tủa và keo tụ. Hội nghị hóa học toàn quốc 10. 2003, tiểu ban hóa môi trường 66 - 70.

9. Lê Văn Cát, Trần Hữu Quang, Đỗ Thị Hồng Nhung. Sử dụng kỹ thuật gián đoạn trong

công nghệ xử lý nước rác. Tạp chí hóa học. Tập 42, 76 - 82 (2004).

10. Lehr - und Handbuch der Abwassertechnik, Band. VII. Industrieabwässer mit

anorganischen Stoffen. Verl. Architektur. Wissenschaften, Berlin 1985.

11. B. C. Lawes, L.B. Fournier. Peroxygen system for destroying cyanide in zinc and

cadmium electroplating rinse waters. Galvano, Oct. 1973, 953 - 962.

12. J. K. Easton. Electrolytic decomposition of concentrated cyanide plating waters. Plating

1340 - 1342 (1966).

13. H. Rogues, Chemical water treatment. Principles and practice. VCH publ. 1996.

14. R. I Sedlak (Ed.). Phosphorus and nitrogen removal from municipal wastewater. Principle

and practice. CPC Press, Boca Raton, Florida 1994.

15. Lê Văn Cát. Cơ sở hóa học và kỹ thuật xử lý nước. NXB Thanh Niên, Hà Nội 1999.

16. WEF. Biological and chemical systems for nutrient removal. Alexandria 1998.

17. MEFCALF&EDDY. Inc. Wastewater engineering. Treatment, disposal and reuse 3. ed.

Mc Graw Hill Publ. New York 1991.

18. C. R. O Melia. Coagulation and flocculation. In physicochemical process for water

quality control (Ed. W. J. Weber). Willey Interscience. New York 1972.

19. EP-M-0383736. Process for preparation of polyaluminum compound. 1990.

20. EP-B1 0062016. An aluminum chloride compositon and a method for its manufacture. 3.

1982.


~ 217 ~

21. E. Galarneau, R. Gehr. Phosphorus removal from wastewater: experimental and

theoretical support for alternative mechanism. Wat. Res. Vol. 31, No. 2, 328 - 338

(1997).

22. C. Luedecke. Precipitaion of ferric phosphate in activated sludge. Wat. Sci. Technol. Vol.

21 No. 1 325 - 328 (1988).

23. D. D. Gates. Mechanism of chemical phosphorus removal in activated sludge system with

Al(III) and Fe(III). Proc. 1990. Am. Soc. Civ. Eng. Natl. Conf. Envir. Arlington Va.

1990.

24. C. A. Arias, M. Del Bubba. Phosphorus removal by sand for use as media in subsurface

flow constructed reed beds. Wat. Res. Vol. 35, No. 5, 1159 - 1168 (2001).

25. C. W. Randal. Potential societal and economic impact of wastewater nutrient removal and

recycling. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 1, 11-17 (2003).

26. M. Maurer, P. Schwegler. Nutrient in urine: energetic aspect of removal and recovery.

Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 1, 37-46 (2003).

27. X. D. Hao, M. C. M. Van Loosdrecht. A proposed sustainable plant with the emphasis on

recovery of COD and phosphate. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, 77-85 (2003).

28. M. Yoshino, M. Yao. Removal and recovery of phosphate and ammonium as struvite

from supernatant in anaerobic digestion. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 1, 171 - 178

(2003).

29. K. Shimamura, T. Tanaka. Development of high efficiency phosphorus recovery method

using a fluidized bed crystallized phosphorus removal system. Wat. Sci. Technol. Vol.

48, No. 1, 163 - 170 (2003).


Vol. 48, No. 1, 67 - 75 (2003).

31. M. Altinbas, I. Ozturk. Ammonia recovery from high strength argo industry effluents.


32. D. Petruzzelli, L. De Florio. A new phosphate- selective sorbent for the Rem Nut R

process. Labor investigation and field experience at a medium size wastewater treatment

plant. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 1, 179 - 184 (2003).

33. G. Zenglin, T. Olmez. Assessment of source - based nitrogen removal alternatives in

leather tanning industry wastewater. Wat. Sci. Technol. Vol. 45, No.12, 205-215 (2002).

Chương 5.


~ 218 ~


WCB/Mc Graw - Hill, Singapore 1998

2. M. T Madigan, M. Martinko. Biology of microorganisms. 8th ed. Prentice Hall, 1997.

3. METCALF & EDDY. Wastewater engineering. Treatment, Disposal an Reuse. Mc Graw-

Hill. Inc. 1991

4. A. C. Van Haandel, G. Lettinga. Anaerobic sewage treatment. John Wiley & Sons.

Chichester - New York 1994.

5. P. L. Mc Carty. Stoichiometry of biological reactions. Progress in water technology, Vol.

7, 157 - 172 (1975).

6. C. N. Sawyer, P. L. Mc Carty. Chemistry for Environmental Engineering, 4th ed. Mc

Graw - Hill, New York 1994

7. P. L. Mc Carty. Modelling of anaerobic processes. Workshop on anaerobic treatment of

wastewater, Valladolid, Spain, 1990.

Chương 6.

1. METCAF&EDDY. Wastewater engineering. Treatment, Disposal and Reuse. 3. ed. Mc

Graw Hill pub. New York 1991.

2. M. Henze, P. Harremoes. Wastewater treatment. Biological and chemical processes. 2.

ed. Springer-Verl. 1996.

3. W.W. Eckenfelder. Industrial water pollution control. 3. ed. Mc Graw Hill Co., Singapore

2000.

4. IWA Activated sludge models ASM1, ASM2, ASM2d and ASM3 (Ed. M. Henze, W.

Gujer, T. Mino, M. van Loosdrecht). IWA publishing, 2000.

5. WEF. Biological and chemical systems for nutrient removal. Special publication.

Alexandria 1998.

6. Nguyễn Xuân Nguyên, Phạm Hồng Hải. Lý thuyết và mô hình hóa quá trình xử lý nước

thải bằng phương pháp sinh học. NXB ―Khoa học và kỹ thuật‖. Hà Nội 2003.

7. W. T. M. Sanders. G. Lettinga. Hydrolysis kinetics of dissolved polymer substrates. Wat.

Sci. Technol. Vol. 45, No. 10, 99-104 (2002).

8. S. Dinamarca, G. Aroca. The influence of pH in the hydrolytic stage of anaerobic

digestion of the organic fraction of urban solid waste. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 16,

249-254 (2003).

9. M. Henze, P. Harremoes. Wastewater treatment. Biological and Chemical process. 2. ed.

Springer. Verl. 1997.


~ 219 ~

Chương 7.

1. O. Levenspiel. Chemical reaction engineering. John Willey & Sons. Inc. New York 1972.

2. J. M. Smith. Chemical engineering kinetics. Mc Graw Hill Comp. New York 1970.

3. METCALF&EDDY. Wastewater engineering. Treatment Disposal and Reuse. 3. ed. Mc.

Graw Hill, New York 1991.

4. W. Jost. Diffusion in solids, liquids and gases. Acad. Press. New York 1960.

5. Lê Văn Cát. Hấp phụ và trao đổi ion trong kỹ thuật xử lý nước và nước thải. NXB Thống

Kê, Hà Nội 2002.

6. M. Henze, P. Harremoes. Wastewater treatment. Biological and Chemical processes.

Springer, 1997.

7. F. Wissing, K. Hoffmann. Wasserreinigung mit pflanzen. EU Verl. Ulmer 2002 (2.

Auflage).

8. R. H. Kadlec. Pond and Wetland treatment. Wat. Sci. Technol. Vol. 48. No. 5, 1 - 8

(2003)/

9. S. Kantawanichkul, S. Somprasert. Treatment of agricultural wastewater into

experimental combined constructed wetland systems in tropical climate. Wat. Sci.

Technol. Vol. 48, No. 5, 199 - 205 (2003).

10. Nguyễn Xuân Nguyên. Phạm Hồng Hải. Lý thuyết và mô hình hóa quá trình xử lý nước

thải bằng phương pháp sinh học. NXB Khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội 2003.


Mc Graw-Hill, WCB. 1998.

12. P. A. Wilderer, R. L. Irwine. Sequencing batch reactor technology. IWA publishing.

Scientific and technical report series, 2001.

13. B. Teichgraber, D. Schrett. SBR technology in Germany - an overview. Wat. Sci.

Technol. Vol. 43, No. 3, 323 - 330 (2001).

14. IWA. Activated sludge models ASM1, ASM2, ASM2d and ASM3. IWA task group on

mathematical modeling for design and operation of biological wastewater treatment. (Ed.

M. Henze, W. Gujer). IWA publ. 2000.


Vol. 48, No. 1, 67-75 (2003).

16. Lê Văn Cát. Cơ sở hóa học và kỹ thuật xử lý nước. NXB Thanh Niên, Hà Nội 1999.

17. E. H. Nicol. Small water pollution control works: Design and practice. John Wiley&Sons.

New York 1988.


~ 220 ~

18. J. Crank. Mathematics of diffusion. Oxford Clarendon press 1956.

19. C. N. Saterfield. Mass transfer in heterogeneous catalysis. New York 1975.

20. P. Harremoes, E. Arvin. (ed.). Biofilm kinetics and fixed film reactor. Dep. Envir. Eng.

Techn. Uni. Denmark Lyngby. Demark 1990.

21. Lehrbuch und Handbuch der Abwasser technik. Bd. IV. Ernst & Sohn. 1985.

22. W. W. Eckenfelder. Industrial water pollution control. Mc Graw-Hill Intern. Ed., 3 ed.

Singapore 2000.

23. D. Jenkin, M. G. Richard. Manual on the causes and control of activated sludge bulking

anf foaming. Water Research commission of Republic of South Africa and US EPA

1986.

24. E. Foresti. Anaerobic treatment of domestic sewage: established technologies and

perspectives. Wat. Sci. Technol. Vol. 45. No. 10, 181 – 186 (2002).

25. A. C. Van Haandel, G. Lettinga. Anaerobic sewage treatment. A Practical guide for

regions with a hot climate. John Willey&Sons. Chickester – New York 1994.

26. W. Gujer, A. J. B. Zehnder. Conversion process in anaerobic digestion. Wat. Sci. Technol.

Vol. 15. No. 1, 127 – 135 (1982).

27. K. S. Singh, T. Viraraghavan. Impact on performance, microbiological, and hydrodynamic

aspect of UASB reactor treating municipal wastewater. Wat. Sci. Technol. Vol. 48. No. 6,

211 – 217 (2003).

28. T. A. Elmitwalls, S. Sayed. Decentralised treatment of concentrated sewage at low

temperature in a two step anaerobic system: two upflow hybrid septic tanks. Wat. Sci.

Technol. Vol. 48. No. 6, 219 – 226 (2003).

29. W. T. M. Sander, G. Zeeman. Hydrolytic of dissolved polymer. substrates. Wat. Sci.

Technol. Vol. 45. No. 10, 99 – 104 (2002).

30. T. Liu, S. Sung. Ammonia inhibition on thermophilic aceticlastic methanogens. Wat. Sci.

Technol. Vol. 45. No. 10, 113 – 220 (2002).

31. E. J. Fontenot. M. I. Beydilli. Kinetics and inhibition during the decolorization of reactive

anthraquinone dyes under methanogenic conditions. Wat. Sci. Technol. Vol. 45. No. 10,

105 – 112 (2002).

32. M. Henzen, P. Harremoes. Anaerobic treatment of wastewater in fixed film reactors – a

literature review. Wat. Sci. Technol. Vol. 15. No. 1, 1 – 8 (1983).

33. B. Schink. Anaerobic digestion: concept, limit and perspectives. Wat. Sci. Technol. Vol.

45. No. 10, 1 – 8 (2002).


~ 221 ~

34. J. A. Field. Limits of anaerobic biodegradation. Wat. Sci. Technol. Vol. 45. No. 10, 9 – 18

(2002).

35. A. Tawfik, B. Klapwijk. Treatment of anaerobically treated domestic wastewater using

rotating biological contactor. Wat. Sci. Technol. Vol. 45. No. 10, 371 – 376 (2002).

36. H. Gijzen. Anaerobic digestion for sustainable development: a natural approach. Wat. Sci.

Technol. Vol. 45. No. 10, 321 – 328 (2002).

37. G, I, Sigge, T. J. Britz. Combining UASB technology and advanced oxidation process

(AOPs) to treat food processing wastewaters. Wat. Sci. Technol. Vol. 45. No. 10, 329 –

334 (2002).

38. M. T. Kato, L. Florencio. Post-treatment of UASB effluent in an expanded granular bed

reactor type using flocculent sludge. Wat. Sci. Technol. Vol. 48. No. 6, 279 – 284 (2003).

39. A. Van Haandel, E. P. C. Lima. Performance of constructed wetland system treating

anaerobic effluents. Wat. Sci. Technol. Vol. 48. No. 6, 296 – 300 (2003).

40. S. Kalynznyi, M. Gladchenko. Combined anaerobic-aerobic treatment of landfill leachate

under mesophilic, submesophilic and psychrophillic conditions. Wat. Sci. Technol. Vol.

48. No. 6, 311 – 318 (2003).

41. R. F. Goncalves, F. A. Verones. Using a UASB reactor for thickening and digestion of

discharged sludge from submerged aerated biofilters. Wat. Sci. Technol. Vol. 45. No. 10,

296 – 304 (2002).

42. S. K. Han, H. S. Shin. Novel anaerobic process for the recovery of methane and compost

from food waste. Wat. Sci. Technol. Vol. 45. No. 10, 313 – 319 (2002).

43. D. J. Balstone, J. Keller. The IWA anaerobic digestion model. Wat. Sci. Technol. Vol. 45.

No. 10, 65 – 73 (2002).

44. J. B. Van Lier, A. Tilche. New perspectives in anaerobic digestion. Wat. Sci. Technol.

Vol. 43. No. 1, 1 – 18 (2001).

45. W. P. Babber, D. C. Stucke. The use of the anaerobic baffed reactor (ABR) for wastewater

treatment: a review. Wat. Res. Vol. 33, No. 7, 1559 – 1578 (1999).

46. P. Dama, J. Bell. Pilot scale study of an anaerobic baffled reactor for the treatment of

domestic wastewater. Wat. Sci. Technol. Vol. 46. No. 9, 263 – 270 (2002).

47. D. P. Kunte, T. Y. Yeole. Two - stage anaerobic digestion process for complete

inactivation of enteric bacterial pathogens in human night soil. Wat. Sci. Technol. Vol.

50, No. 6, 103 - 108 (2004).

48. S. T. Summerfelt. Design and management of conventional fluidized sand biofilter. Aqua.

Eng. Vol. 34, 275 - 302 (2006).


~ 222 ~

49. D. E. Weaver. Design and operation of fine fluidized bed biofilters for meeting

oligotrophic water requirements. Aqua. Eng. Vol. 34, 303 - 310 (2006).

50. T. Pfeiffer, R. Malone. Nitrification performance of a propeller - washed bead clarifier

supporting a fluidized sand biofilter in a recirculating warmwater fish system. Aqua. Eng.

Vol. 34, 311 - 321 (2006).

Chương 8.

1. MECALF & EDDY. Wastewater engineering, Treatment, disposal and reuse.

2. WEF. Biological and chemical systems for nutrient removal, Alexandria, USA, 1998.

3. W. W. Eekenfelder. Industrial water pollution control. Mc. Graw - Hill, Intern. , 3. ed,

Singapore 2000.

4. R. Crites, G. Tchobanoglous. Small and decentralized wastewater management. WCB/Mc

Graw - Hill. Singapore 1998.

5. M. Henze, P. Harremoes. Wastewater treatment. Biological and chemical process. 2. ed.

Springer, Germany 1996.

6. J. Doyle, S. Watt. Exeptionally high rate nitrification in sequencing batch reactor treating

high ammonia landfill leachate. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 315 – 332 (2001).

7. G. Yalmaz, I. Ozturk. Biological ammonia removal from anaerobic pre – treated landfill

leachate in sequencing batch reactor. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 307 – 314 (2001).

8. Y. Eum, E. Choi. Optimization of nitrogen removal from piggery waste nitrrite


9. N. Bernet, N. Delgenes. SBR as a relevant technology to combine anaerobic digestion and

denitrification in a single reactor. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 209 - 214(2001).

10. C. Hellinga, A. Schellen. The SHARON process: an innovative method for nitrogen

removal from ammonium rich wastewater. Wat. Sci. Technol. Vol. 37, No. 9, 135 – 142

(1998).

11. R. Van Kempen, J. W. Mulder. Overview: full scale experiences of the SHARON process

for treatment of rejection water of digested sludge dewatering. Wat. Sci. Technol. Vol. 44,

No. 1, 145 – 152 (2001).

12. U. Van Dongen, M. S. M. Jotten. The SHARON – Anammox process for treatment of

ammonium rich wastewater. Wat. Sci. Technol. Vol. 44, No. 1, 145 – 152 (2001).

13. J. W. Mulder, M. C. M. Hellinga... Full scale application of the SHARON process for

treatment of rejection water of digested sludge dewatering. Wat. Sci. Technol. Vol. 43,

No. 11, 127 – 134 (2001).


~ 223 ~

14. M. Strous, E. Van Gerven. Ammonium removal from concentrated waste streams with the

anaerobic ammonium oxidation (Anamox) process in different reactor configurations.

Wat. Res. Vol. 31, 1955 – 1962 (1997).

15. H. J. Yun. D. J. Kim. Nitrite accumulation characteristics of high strength ammonia

wastewater in an autotrophic nitrifying biofilm reactor. J. Chem. Technol. Biotechnol.

Vol. 78, 377 – 383 (2003).

16. Y. Z. Li, C. Y. Cheng. Nitrogen removal from pharmaceutical manufacturing wastewater

via nitrite and the process optimization with on – line control. Wat. Sci. Technol. Vol. 50,

No. 66, 25 – 30 (2004).

17. Y. Z. Peng, Y. Z. Li, Nitrogen removal from pharmaceutical manufaturing wastewater

with high concentration of ammonia and free ammonia via partial nitrification and

denitrification. Wat. Sci. Technol. Vol. 50, No. 6, 31 – 36 (2004).

18. D. J. Kim, J. S. Chang. Nitrification of high strength ammonia wastewater and nitrite

accumulation characteristics. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 11, 45 – 51 (2003).

19. Z. Melicz. Partial nitrification in high load activated sludge system by biofilter backwash

water recirculation. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 11, 93 - 99 (2003).

20. C. S. Gee, J. S. Kim. Nitrite accumulation followed by denitrification using sequencing

batch reactor. Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No. 5 - 6, 65 – 72 (2004).

21. A. E. J. Botrous, M. F. Dahab. Nitrification of high – strength ammonium wastewater by a

fluidized bed reactor. Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No. 5 - 6, 67 – 72 (2004).

22. J. Zabranska, M. Dohanyos. Factors effecting nitrogen removal by nitritation/denitritation.

Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No. 5 - 6, 73 - 80 (2004).

23. C. E. Boyd, C. S. Jucker. Pond aquaculture water quality management. Kluwer Academic

publ. Boston/London, 1998.

24. U. D. Erdal, Z. K. Erdal. The competition between PAO (Phosphorus accumulating

organisms) and GAOs (glycosen accumulating organisms) in EBPR systems at different

temperature and the effect on system performance. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 11, 1

– 8 (2003).

25. G. Koch, M. Kuhni. Bio – P module for activated sludge modes 3. Wat. Sci. Technol. Vol.

45, No. 6, 61 – 76 (2002).

26. H. Aspegren, M. Henze. Use of phosphorus release batch test for modelling an EBPR

pilot plant. Wat. Sci. Technol. Vol. 45, No. 6, 99 (106) (2002).

27. N. Lacko, G. D. Drysdale. Anoxic phosphorus removal by denitrifying phosphate

accumulating organisms in nutrient removal. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 11, 17 – 22

(2003).


~ 224 ~

28. T. Shoji, H. Satoh. Quantitative estimation of the role of denitrifying phosphate


(2003)

29. W. J. Ng, S. L. Ong, J. H. Hu. Denitrifying phosphorus removal by anaerobic/anoxic

sequencing batch reactor. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 139 – 146 (2001).

30. E. Choi, H. Park. Phosphorus removal from SBR with controled denitrification for weak

sewage, Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 159 - 165 (2001).

31. P. Amz, E. Arnold, P. A. Wilderer. Enhanced biological phosphorus removal in a semi

full – scale SBBR. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 167 - 174 (2001).

32. A. A. Kazmi, M. Fujita. Modelling effect of remaining nitrate on phosphorus removal in

SBR. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 175 - 182 (2001).

Chương 9.

1. H. Bloech. EU policy on nutrient emission: legislation and implementation. Wat. Sci.

Technol. Vol. 44, No. 1, 1 – 7 (2001).

2. O. Tornes. Implementation of EU discharge guidelines at IVARs regional wastewater

treatment of North Jaeren Stavanger Norway. Wat. Sci. Technol. Vol. 44, No. 1, 33 – 39

(2001).

3. C. W. Randal. Nutrient reduction policies and management strategies of the Chesapeake

Bay water quality restoration program. Wat. Sci. Technol. Vol. 44, No. 1, 25 – 32 (2001).

4. C. W. Randal. Potential societal and economic impacts of wastewater nutrient removal

and recycling. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 1, 11– 17 (2003).

5. WEF. Biological and chemical systems for nutrient removal. Alexandria. USA 1998.

6. M. Henze, H. Harremoes. Wastewater treatment. Biological and chemical process. 2. ed.

Springer. Germany 1996.

7. R. Crites, G. Tchobaglous. Small and decentralized wastewater management. WCB/Mc

Graw Hill, Singapore 1998.

8. METCALF&EDDY. Wastewater engineering. Treatment, disposal and reuse. 3. ed. Mc


9. W. W. Eckenfelder. Industrial water pollution control. Mc Graw Hill, Intern. 3. ed.

Singapore 2000.

10. I. Griffin, G. E. Findlay. Process and engineering improvement to rotating biological

contactor design. Wat. Sci. Technol. Vol. 41, No. 1, 137 – 144 (2000).


~ 225 ~

11. O. Nowak. Uppgrading of wastewater treatment plants equipped with rotating biological

contactors to nitrification and P removal. Wat. Sci. Technol. Vol. 41, No. 1, 145 – 153

(2000).

12. S. S. Cheng, Y. N. Chen. Study on three – stage fluidized bed process treating acrylic

synthetic – fiber manufacturing wastewater containing high – strength nitrogeneous

compounds. Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No. 5-6, 113 – 119 (2004).

13. J. Manga, J. Ferrer. Design of nutrient removal activated sludge systems. Wat. Sci.

Technol. Vol. 47, No. 11, 115 – 122 (2003).

14. T. Khin, A. P. Annachhatre. Nitrogen removal in fluidized bed bioreactor by using mixed

culture under oxygen limited conditions. Wat. Sci. Technol. Vol. 50, No. 6, 313 – 320

(2004).

15. J. M. Perret, F. Lengrand. Nitrification in biofilter under variable load and low

temperature. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 11, 129 – 136 (2003).

16. J. S. Kim, Y. W. Hwang. Nitrification and denitrification using a single biofilter packed

with granular sulfur. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 11, 153 – 156 (2003).

17. Y. Eum, E. Choi. Optimization of nitrogen removal from piggery waste by nitrite

nitrification. Wat. Sci. Technol. Vol. 45, No. 12, 89 – 96 (2002).

18. S. Y. Wang, D. W. Gao. Nitrification- denitrification via nitrite for nitrogen removal from

high nitrogen soybean wastewater with on line fuzzy control. Wat. Sci. Technol. Vol. 49

No. 5-6, 121 – 127 (2004).

19. D. Bolzonella, L. Innocenti. Denitrification potential enhancement by addition of

anaerobic fermentation products from organic fraction of municipal solid waste. Wat. Sci.

Technol. Vol. 45, No. 1, 187 – 194 (2001).

20. H. Lemmer, A. Zaglauer. Denitrification in methanol – fed fixed bed reactor. Part 1.

Physico – chemical and biological characterization. Wat. Res. Vol. 31, No. 8, 1897 –

1902 (1997).

21. H. Lemmer, A. Zaglauer. Denitrification in methanol – fed fixed bed reactor. Part 2:

Composition and ecology of the bacterial community in biofilm. Wat. Res. Vol. 31, No.

8, 1903 – 1908 (1997).

22. D. Patureau, N. Bennet. Combined nitrification and denitrification in a single aerated

reactor using aerobic denitrifier Comamonas Sp. Strain SGLY2. Wat. Res. Vol. 31, No.

6, 1363 – 1370 (1997).

23. J. Suescun, X. Ostolaza. Real time control strategies for predenitrifcation – nitrification

activated sludge plant biodegradation control. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 1, 209 –

216 (2001).


~ 226 ~

24. H. Overath. Stand der Denitrification im Trinkwasserbereich. In Handbuch

wasserversorgung und Abwassertechnik. Band 2. Wassergewinnungs und

wasseraufbereitungstechnik. 6. Aufl. Vulkan Verl. Essen, 1999.

25. Cao Thế Hà và cộng sự: Báo cáo tổng kết thực hiện dự án sản xuất thử nghiệm. Dự án xử

lý amoni trong nước ngầm qui mô pilot tại nhà máy nước Pháp Vân. Hà Nội, 10 – 2005.

26. M. R. Alavi, H. Satoh. Effect of important operational parameters on performance of

coarse pore filtration activated sludge process. Wat. Sci. Technol. Vol. 46, No. 9, 229 –

237 (2002).

27. J. S. Kim, Y. W. Hwang. Nitrification and denitrification using a single biofilter packed

granular sulfur. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 11, 153 – 156 (2003).

28. U. Pambrun, E. Paul. Treatment of nitrogen and phosphorus in highly concentrated

effluent in SBR and in SBBR process. Wat. Sci. Technol. Vol. 50, No. 6, 269 – 276

(2004).

29. Y. Huang, Y. Li, Y. Pan. BICT biological process for nitrogen and phosphorus removal.

Wat. Sci. Technol. Vol. 50, No. 6, 179 – 188 (2004).

30. S. Morling. Performance of SBR-plant for advanced nutrient removal, using septic sludge

as a carbon source. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 131 – 138 (2001).

31. W. J. Ng. S. L. Ong. Denitrifying phosphorus removal by anaerobic/anoxic sequencing

batch reactor. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 139 – 145 (2001).

32. U. G. Erda, C. W. Randal. The competition between PAOs (Phosphorus accumulating

organisms) and GAOs (glycogen accumulating organisms) in EBPR (enhanced biological

phosphorus removal) systems at different temperatures and the effect on system

performance. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 11, 1- 8 (2003).

33. J. Manga, J. Ferrer. Design of nutrient removal activated sludge systems. Wat. Sci.

Technol. Vol. 47, No. 11, 115 – 122 (2003).

34. N. Lacko, G. D. Drysdale. Anoxic phosphorus removal by denitrifying heterotrophic

bacteria. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 11, 17 – 22 (2003).

35. T. Shoji, H. Satoh. Quantitative estimation of the role of denitrifying phosphate


(2003).

36. M. V. Tampus, A. M. P. Martins. The effect of anoxic selector on sludge bulkking. Wat.

Sci. Technol. Vol. 50, No. 6, 261 – 268 (2004).


~ 227 ~

37. A. A. Kazmi, H. Furumai. Field investigation on reactive settling in an intermittent

aeration sequencing batch reactor activated sludge process. Wat. Sci. Technol. Vol. 41,

No. 1, 127 – 135 (2000).

38. Activated sludge models ASM1, ASM2, ASM 2d and ASM3. IWA Task group on

mathematical modelling for design and operation of biological wastewater treatment.

IWA publishing 2000.

39. J. Dudley, G. Buck. Experience and extentsion to ASM2 family of model. Wat. Sci.

Technol. Vol. 45, No. 6, 177 – 186 (2002).

40. E. Tykesson, A. Aspegren. Use phosphorus released batch test for modelling an EBPR

pilot plant. Wat. Sci. Technol. Vol. 45, No. 6, 99 – 106 (2002).

41. G. Koch, M. Kuhni, W. Gujer. Calibration and validation of an ASM3 – based steady

state model for activated sludge systems. Part II: prediction of phosphorus removal. Wat.

Res. Vol. 35, 2246 – 2255 (2001).

42. H. Siegrist. L. Rieger. The EAWAG Bio – P module for activated sludge model. Wat.

Sci. Technol. Vol. 45, No. 6, 61 – 76 (2002).

43. G. A. Ekma. Biological excess phosphorus removal. In theory Design and Operation of

nutrient removal activated sludge process. Wat. Res. Comm. Pretoria. S. Africa. (1984).

44. P. J. Roeleveld, M. C. M. van Loosdrecht. Experience with guidelinen for wastewater

characterisation in the Netherlands. Wat. Sci. Technol. Vol. 45, No. 6, 77 – 87 (2002).

45. P. Ginested, A. Maisonier. Wastewater COD characterization: biodegradability of

physico – chemical fraction. Wat. Sci. Technol. Vol. 45, No. 6, 89 – 97 (2002).

46. E. Morgenroth, R. Kommedal. Process and modelling of hydrolysis of particulate organic

matter in aerobic wastewater treatment – a review. Wat. Sci. Technol. Vol. 45, No. 6, 25

– 40 (2002).

47. Y. H. Ahn, J. Y. Bae. Anaerobic digestion elutriated phased treatment of piggery waste.

Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No. 5, 181 – 189 (2004).

48. T. Mc. Cue. R. Shah. Evalution of influent prefermentation as a unit process upon

biological nutrient removal. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 11, 9 – 15 (2003).

49. E. Van Munch, R. B. Keller. Application of prefermenter to aid biological nutrient

removal from domestic wastewater. Proceeding of the Asia – Pacific conference on

sustainable and environmental technology 41 – 48 (1996).

50. S. Danesh, J. A. Oleskiewica. Volatile fatty acid production and uptake in biological

nutrient removal system with process separation. Wat. Environ. Res. Vol. 69, No. 6, 1106

– 1111 (1997).


~ 228 ~

51. S. V. Kalyuzhnyl, M. A. Gladchenko. Sequenced anaerobic – aerobic treatment of high

strength, strong nitrogeneous landfill leachates. Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No. 5 - 6, 301

– 306 (2004).

52. G. Yalmaz, I. Ozturk. Biological ammonia removal from anaerobically pretreated landfill

leachate in sequencing batch reactors (SBR). Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 307 –

314 (2001).

53. Y. Peng, X. Song. Biological nitrogen removal in SBR bypassing nitrate generation

accomplished by chlorination and aeration time control. Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No.

5 – 6, 295 – 300 (2004).

54. P. A. Wilderer, R. L. Irvine, M. C. Gorousky. Sequencing batch reactor technology. IWA

publishing in its scientific and technical report series, 2001.

55. L. N. Hopkins, P. A. Lant. Using the flexibility index to compare batch and continuous

activated sludge process. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 35 – 43 (2001).

56. T. Dockhorn N. Dichtl. Comparative investigation on COD removal in sequencing batch

reactor and continuous flow plant. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 45 – 52 (2001).

57. G. Demoulin, A. Ruediger. Cyclic activated sludge technology – recent operating

experience with 90,000 p.e. plant in Germany. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 331 –

337 (2001).

58. T. G. Flapper, N. J. Ashbolt. From lab to full scale SBR operation: treating high strength

and variable industrial wastewaters. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 347 – 354 (2001).

59. J. Keller, S. Watts. Full scale demonstration of biological nutrient removal in a single

tank SBR process. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 355 – 362 (2001).

60. A. Tiche, G. Bortone. Biological nutrient removal in a full – scale SBR treating piggery

wastewater: results and modelling.

61. A. Cohen, D. Hegg. An intelligent controller for automated operation of sequencing batch

reactor. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 12, 57 – 63 (2003).

62. Y. Z. Peng, J. F. Gao. Use of pH fuzzy control parameter for nitrification under different

alkalinity in SBR process. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 11, 77 – 84 (2003).

63. B. Heimreich, D. Schreff. Full scale experiences with small sequencing batch reactor

plant in Bavaria. Wat. Sci. Technol. Vol. 41, No. 1, 89 – 96 (2000).

64. C. S. Gee, J. S. Kim. Nitrite accumulation followed by denitrification using sequencing

batch reactor. Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No. 5 - 6, 47 – 55 (2004).


~ 229 ~

65. S. Y. Wang. D. W. Gao. Nitrification – denitrification via nitrite for nitrogen removal

from high nitrogen soybean wastewater with on – line fuzzy control. Wat. Sci. Technol.

Vol. 49, No. 5 - 6, 121 – 127.

66. W. J. Weber, F. A. Digiano. Process dynamics in environmental systems. John Wiley &

Sons, Inc. New York 1995.

Chương 10.

1. Hence, W. Gujer, M. Mino. Activated sludge models AM 1, AM 2, ASM 2d and ASM 3.

IWA. Publishing scientific and technical report series. England 2000.

2. H. Boursier, F. Béline. Activated sludge model No. 1. Calibration for piggery wastewater

treatment using respirometry. Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No. 5 - 6, 389 - 396 (2004).

3. D. U. Lee. R. Hamilton. Significance of denitrifying enzyme dynamics in biological

nitrogen removal process: simulation study. Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No. 5 - 6, 265 -

274 (2004).

4. C. W. Randal, J. L. Barnard; H. D. Stensel (Ed.) Design and retrofit of wastewater

treatment plants for biological nutrient removal: Water quality management library Vol. 5.

Technomic Publ. Co. Landcaster, Basel. 1992.

5. E. Morgenroth, R. Kommendal. Process and modelling of hydrolysis of particulate

organic matter in aerobic wastewater treatment - a review. Wat. Sci. Technol. Vol. 45, No.

6, 25 - 40 (2002).

6. S. Sozen, N. Artan. Assessment of dentrification potential for biological nutrient removal

process using OUR/NUR measurement. Wat. Sci. Technol. Vol. 46, No. 9, 237 - 246

(2002).

7. S. Dinamarca, G. Aroca. The influence of pH in the hydrolytic stage of anaerobic

digestion of organic fraction of urban solid waste. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 6, 249 -

254 (2003).

8. D. J. Batstone, J. Keller. The IWA anaerobic digestion model No. 1 (ASM 1). Wat. Sci.

Technol. Vol. 45, No. 10, 65 - 73 (2002).

9. K. J. Williamson, P. L. Mc Carty. Rapid measurement of Monod half velocity coefficient

for bacterial kinetics. Biotechnol. Bioeng. Vol. 17, 915 - 924 (1975).

10. G. A. Ekama, A. Dold, G. R. Marais. Procedures for determining influent COD fraction

and the maximum specific growth rate of heterotrops in activated sludge system. Wat. Sci.

Technol. Vol. 18, No. 6, 91 - 114 (1986).


~ 230 ~

11. M. Henze. Nitrat versus oxygen utilization rates in wastewater and activated sludge

system. Wat. Sci. Technol. Vol. 18, No. 6, 115 - 122 (1986).

12. A. D. Lan, P. F. Strom, D. Jenkin. Growth kinetics of Sphaerotilus natans and a

flocformex in pure and dual continuous culture. J. Wat. Pollut. Control. Fed. Vol. 56, 41 -

51 (1984).

13. E. Morganroth, R. Kommedal. Process and modelling of hydrolysis of particulate organic

matter in aerobic wastewater treatment - a review. Wat. Sci. Technol. Vol. 45, No. 6, 25 -

40 (2002).

14. A. Ginestet. A. Maisonnier. Wastewater COD characterization: biodegradability of

physico - chemical fractions. Wat. Sci. Technol. Vol. 45, No. 6, 89 - 97 (2002).

15. P. J. Roeleveld, M. C. M. Van Loosdrecht. Experiences with guidelines for wastewater

characterisation in the Netherland. Wat. Sci. Technol. Vol. 45, No. 6, 77 - 87 (2002).

16. WEF. Biological and chemical systems for nutrient removal. Alexandria 1998.

17. J. Wanner, J. S. Cech. New process design for biological nutrient removal. Wat. Sci.

Technol. Vol. 25, No. 4-5, 445 - 448 (1992).

18. H. Siegrist, L. Rieger, G. Koch. The EAWAG Bio - P modul for activated sludge model

No. 3. Wat. Sci. Technol. Vol. 45, No. 6, 61 - 76 (2002).

19. G. Koch, M. Kuhni, W. Gujer. Calibration and validation of activated sludge model No 3

for Swiss municipal wastewater. Wat. Sci. Technol. Vol. 34, 3580 - 3590 (2000).

20. G. Koch, M. Kuhni, L. Rieger. Calibration and validation of an ASM 3 based steady state

model for activated sludge system. Part II: prediction of phosphorus removal. Wat. Res.

Vol. 35, 2246 - 2255 (2001).

21. M. C. M. Van Loosdrecht, J. J. Heijnen. Modelling of activated sludge process with

structured biomass. Wat. Sci. Technol. Vol. 45,No. 6, 13 - 23 (2002).

22. J. L. Huisman, W. Gujer. Modelling wastewater transformation in sewer based on ASM 3.


23. J. Dudley, G. Buck, R. Ahley. Experience and extension to the ASM 2 famility of models.


24. L. Larrea, I. Irizar. Improving the prediction of ASM 2d through modelling in practice.


Chương 11.


~ 231 ~

1. G. T. Seo, H. I. Ahn. Domestic wastewater reclaimation by submerged membrane reactor

with high concentration powdered activated carbon for stream restoration. Wat. Sci.

Technol. Vol. 50, No. 2, 173 - 178 (2004).

2. J. Krampe, K. Krauth. Sequencing batch reactor with submerged hollow fibre membranes

for biomass separation. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 195 - 199 (2001).

3. H. Shin, S. Kang. Performance and membrane fouling in a pilot scale SBR process couple

with membrane. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 1, 139 - 144 (2002).

4. B. Jefferson, A. L. Laine. Membrane bioreactor and their role in water reuse. Wat. Sci.

Technol. Vol. 41, No. 1, 197 - 204 (2000).

5. J. Y. Hu, S. L. Ong. Removal of MS 2 bacteriophage using membrane technologies. Wat.

Sci. Technol. Vol. 47, No. 12, 163 - 168 (2003).

6. M. A. Gander, B. Jefferson. Membrane bioreators for use in small wastewater treatment

plants: membrane materials and effluent quality. Wat. Sci. Technol. Vol. 41, No. 1, 205 -

211 (2000).

7. Lê Văn Cát. Cơ sở hóa học và kỹ thuật xử lý nước. NXB. Thanh Niên, Hà Nội 1999.

8. M. Mulder. Basis principle of membrane technology. Kluwer Aca. Publ. Dortdrech -

Boston - London 1991.

9. R. W. Baker. Membrane technology and applications Mc Graw Hill. Inc. New York 2000.

10. J. William, P. E. Conlon. Membrane process. In: Water quality and control. 709 - 746 (Ed.

F. W. Pontius), 4th

edition. Mc Graw Hill. Inc. New York 1990.

11. W. W. Eckenfelder. Industrial water pollution control. Mc Graw Hill. Co. Singapore 2000.

12. M. J. M. M. Noor, S. A. Muyibi. Performance of an extended aeration - microfiltration

(EAM) reactor ion treating high strength industrial wastewater. Wat. Sci. Technol. Vol.

46, No. 9, 331 - 338 (2002).

13. M. A. Gander, B. Jefferson. Membrane bioreactor for use in small wastewater treatment

plants: membrane materials and effluent quality. Wat. Sci. Technol. Vol. 41, No. 1, 205 -

211 (2000).

14. I. Koyuncu, M. Turan. Application of low pressure nanofiltration membranes for the

recovery and reuse of dairy industry effluents. Wat. Sci. Technol. Vol. 41, No. 1, 213 -

221 (2000).

15. Z. Ujang, Y. L. Au. Comparative study on microbial removal in immersed membrane

filtration (IMF) with and without powdered activated carbon. Wat. Sci. Technol. Vol. 46,

No. 9, 109 - 115 (2002).


~ 232 ~

16. Z. Ujang, M. R. Salim, S. L. Khor. The effect of aeration, and non - aeration time on

simultaneous organic, nitrogen and phosphorus removal using an intermittent aeration

membrane bioreactor. Wat. Sci. Technol. Vol. 46, No. 9, 193 - 200 (2002).

17. J. L. Vasel, H. Jupsin. Nitrogen removal during leachate treatment: comparison of simple

and sophisticated system. Wat. Sci. Technol. Vol. 50, No. 6, 45 - 52 (2004).

18. T. Setiadl, S. Fairus. Harzardous waste landfill leachate treatment using an activated

sludge - membrane system. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 8, 111 - 117 (2003).

19. P. Cornel, M. Wagner. Investigation of oxygen transfer rates in full scale membrane

bioreactors. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 11, 313 - 319 (2003).

20. J. Krampe, K. Krauth. Oxygen transfer into activated sludge with high MLSS

concentration. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 11, 297 - 303 (2003).

21. S. Krause, P. Cornel. Comparision of different oxygen transfer testing procedures in full

scale membrane bioreactors. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 12, 169 - 176 (2003).

22. J. Cho, K. H. Ahn, Y. Seo. Modification of ASM No 1 for a submerged membrane

bioreactor system: including the effect of soluble microbial products on membrane

fouling. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 12, 177 - 181 (2003).

23. I. S. Chang, S. I. Judd. Domestic wastewater treatment by a submerged MBR with

enhanced air sparging. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 12, 149 - 154 (2003).

24. H. Shin, S. Kang. Performances and membrane fouling in a pilot scale SBR process

coupled with membrane. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 1, 139 - 144 (2002).

25. Y. I. Chung. Treatment of swine wastewater using MLE process and membrane bio -

reactor. Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No. 5-6, 453 - 450 (2004).

26. G. D. Whang, Y. M. Cho. The removal of residual organic matter from biologically

treated swine wastewater using membrane bioreactor process with powdered activated

carbon. Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No. 5-6, 451 - 457 (2004).

27. S. Wyffels. P. Boeckx. Nitrogen removal from sludge reject water by a two - stage oxygen

- limited autotrophic nitrification denitrification process. Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No.

5-6, 57 - 64 (2004).

28. C. Lubello, R. Gori. Membran. bio - reactor for advanced textile wastewater treatment and

reuse. Wat. Sci. Technol. Vol. 50, No. 2, 113 - 119 (2004).

29. N. J. Galli, Ch. Sheindorf. Membran bioreactors for final treatment of wastewater. Wat.


Chương 12.


~ 233 ~

1. R. H. Kadlec. Pond and Wetland treatment. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 5, 1 - 8

(2003).

2. K. Browning, M. Greenway. Nutrient removal and plant biomass in subsurface flow

constructed wetland in Brisbane, Australia. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 5, 183 - 190

(2003).

3. K. L. Abis, D. D. Mara. Research on waste stabilisation ponds in the United Kingdom -

Initial results from pilot scale facultative ponds. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 2, 1 - 7

(2003).

4. H. E. Archer, D. D. Mara. Waste stabilisation pond developments in New Zealand. Wat.


5. S. Heaven, A. C. Lock, L. N. Pak. Waste stabilisation in extreme continental climate: a

comparision of disign methods from USA, Canada, northern Europe and the former Soviet

Union. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 2, 25 - 34 (2003).

6. H. J. Gijen, S. Veenstra. Duckweed - based wastewater treatment for rational resource

recovery and reuse. In: Environmental biotechnology and cleaner bioprocesses. Ed. E. J.

Olguin, G. Sanchez. Taylor & Francis, USA - Canada 2000.

7. R. H. R. Costa, C. T. Zanotelli. Optimization of the treatment of piggery waste in water

hyacinth ponds. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 2, 283 - 290 (2003).

8. I. Tadesse, S. A. Isoaho. Removal of organics from tannery effluent by advanced

integrated wastewater treatment pond systems technology. Wat. Sci. Technol. Vol. 48,

No. 2, 307 - 314 (2003).

9. I. Nhapi, J. Dalu. An evaluation of duckweed based pond system as an alternative option

for decentralized treatment and reuse wastewater in Zimbabwe. Wat. Sci. Technol. Vol.

48, No. 2, 323 - 330 (2003).

10. K. Boonsong, S. Piyatiratitivorakul. Potential use of mangrove plantation as constructed

wetland for municipal wastewater treatment. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 5, 257 - 266

(2003).

11. METCAF&EDDY. Wastewater engineering. Treatment, disposal and reuse. 3. ed. Mc


12. WEF. Biological and chemical systems for nutrient removal. Alexandria USA, 1998.

13. R. Crites, G. Tchobanoglous. Small and decentralized wastewater management system.

International Edition Mc Graw - Hill Comp., Singapore 1998.

14. R. M. Stowell, R. Ludwig. Concepts in aquatic treatment system design. J. Envir. Eng.

Proc. Vol. 107, 919 - 940 (1981).


~ 234 ~

15. S. C. Ayaz, L. Akca. Treatment of wastewater by constructed wetland in small

settlements. Wat. Sci. Technol. Vol. 41, No. 1, 1 - 8 (2000).

16. V. Mottier, F. Brissaud. Wastewater treatment by infiltration: a case study. Wat. Sci.

Technol. Vol. 41, No. 1, 77 - 84 (2000).

17. S. Kunst, K. Kayser. Capacity of small wastewater treatment plants and their effect on the

groundwater. Wat. Sci. Technol. Vol. 41, No. 1, 85 - 88 (2000).

18. Phan Van Minh. Single pond system for integration of polluted water reclamation with

tilapia fingerling prodution. Thesis of PhD. Ghent University, Ghent, Belgium (2006).

19. C. C. Tanner, J. P. S. Sukias. Dairy farm wastewater by an advanced pond system. Wat.


20. M. Greenway. Suitability of macrophytes for nutrient removal from surface flow

constructed wetlands receiving secondary treated sewage effluent in Queensland,

Australia. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 2, 121 - 128 (2003).

21. S. Naylor, J. Brisson. Treatment of freshwater fish farm effluent using constructed

wetland: the role of plants and substrate. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 5, 215 - 222

(2003).

22. R. W. Crites, S. C. Reed, R. K. Bastian. Land treatment system for municipal and

industrial wastes. Mc Graw - Hill, New York 2000.

23. P. Griffin. Ten years experience of treating all flows from combined sewerage system

using package plant and constructed wetland combinations. Wat. Sci. Technol. Vol. 48,

No. 11-12, 93 - 99 (2003).

24. F. Wissing, K. Hofmann. Wasserreinigung mit Pflanzen. 2. Aufl. EU - Verlag. GmbH &

Co. 2002. Germany.

25. A. Blanco, M. A. Smpedro. Immobilization of non - viable cyanobacteria and their use for

heavy metal adsorption from water. [6], 135 - 156.

26. J. Bender, J. P. Gould. Uptake, transformation and fixation of Se(VI) by a mixed selenium

- tolerant ecosystem. Wat, Air and Soil pollution. Vol. 59, 359 - 367 (1991).

27. C. E. Boyd, C. S. Tucker. Pond aquaculture water quality management. Kluver Acad. Publ.

Boston / Dordrecht / Lon don 1998.

28. Đặng Đình Kim, Đặng Hoàng Phước Hiền. Công nghệ sinh học vi tảo. NXB Nông

nghiệp, Hà Nội 1999.

29. C. A. Weatherell, D. J. Elliote. Variable photosynthetic characteristics in waste

stabilisation ponds. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 2, 219 - 226 (2003).


~ 235 ~

30. J. Paing, B. Picot. Emission of H2S and mass balance of sulfur in anaerobic ponds. Wat.


31. M. R. Pefia, D. D. Mara. Improving of mixing pattern in pilot - scale anaerobic ponds

treating domestic sewage. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 2, 235 - 242 (2003).

32. P. Chen, Q. Zhou, J. Paing. Nutrient removal by the integrated use of high rate algal ponds

and macrophyte system in China. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 2, 251 - 258 (2003).

33. R. J. Craggs, R. J. Davies - Colley. Advanced pond system: Performance with high rate

ponds of different depths and areas. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 2, 259 - 267 (2003).

34. L. Mbwele, M. Rubindamayugi. Performance of a small wastewater stabilisation ponds

system in tropical climate in Dares Salaam, Tanzania. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 11 -

12, 179 - 186 (2003).

35. J. Ndamba, M. A. Siebel. An evaluation of duckweed - based pond systems as an

alternative option for decentralised treatment and reuse of wastewater in Zimbabwe. Wat.

Sci. Technol. Vol. 48, No. 11 - 12, 323 - 330 (2003).

36. C. C. Tanner, J. P. S. Sukias. Linking pond and wetland treatment: performance of

domestic and farm systems in New Zealand. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 11 - 12, 331

- 340 (2003).

37. M. M. Jayaweera, J. C. Kasturiarachchi. Removal of nitrogen and phosphorus from

industrial wastewaters by phytoremediation using water hyacinth. Wat. Sci. Technol. Vol.

50, No. 6, 217 - 225 (2004).

38. M. Greenway. Suitability of macrophyte for nutrient removal from surface flow

constructed wetlands receiving secondary treated sewage effluent in Queensland,

Australia. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 2, 121 - 128 (2003).

39. Y. Kim, D. L. Glokas. Design of water hyacinth ponds for removing algal partiele from

waste stabilisation ponds. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 11 - 12, 115 - 123 (2003).

40. W. Rueglertpanyakul, S. Attasat. Nutrient removal from shrimp farm effluent by aquatic

plants. Wat. Sci. Technol. Vol. 50, No. 6, 321 - 330 (2004).

41. R. H. R. Costa, C. T. Zanotelli. Optimization of treatment of piggery wastes in water

hyacinth ponds. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 2, 283 - 289 (2003).

42. A. J. Biddlestone, K. R. Gray. Engineered reed bed systems for treatment of dirty waters.

[6], 123 - 132.

43. S. Vandaele, C. Thocye. Small wastewater treatment plants in Flanders (Belgium):

standard approach and experiences with constructed reed bed. Wat. Sci. Technol. Vol. 41,

No. 1, 57 - 63 (2000).


~ 236 ~

44. W. Zwara, H. Obarska - Pemkowiak. Polish experience with sewage sludge utilization in

reed bed. Wat. Sci. Technol. Vol. 41, No. 1, 65 - 68 (2000).

45. T. Gschloessl, H. Stuible. Reed bed systems: design performance and maintainability.


46. C: A. Arlas, A. Cabello. Removal of indicator bacteria from municipal wastewater in an

experimental two - stage vertical flow constructed wetland system. Wat. Sci. Technol.

Vol. 48, No. 5, 35 - 41 (2003).

47. G. Langergrabe. Simulation of subsurface constructed wetlands - results and further

research needs. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 5, 157 - 166 (2003).

48. H. Rustige, I. Toma. Investigations on phosphorus retention in subsurface flow

constructed wetlands. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 5, 67 - 74 (2003).

49. T. R. Headley, D. O. Huett. Seasonal variation in phosphorus removal process within reed

bed - mass balance investigations. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 5, 59 - 66 (2003).

50. S. Nielsen. Sludge drying reed beds. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 5, 101 - 108 (2003).

51. S. O’ Hogain. The design, operation and performance of a municipal hydrid reed bed

treatment system. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 5, 119 - 126 (2003).

52. D. Geenens, C. Thoeye. Cost - efficiency and performance of individual and small - scale

treatment plants. Wat. Sci. Technol. Vol. 41, No. 1, 21 - 28 (2000).

53. H. Obarska - Pempkowiak, A. Tuszynska. Polish experience with sewage sludge

dewatering in reed systems. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 5, 111 - 117 (2003).

54. O. S. Kucuk, F. Sengul. Removal of ammonia from tannery effluent in a reed bed

constructed wetland. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 11 - 12, 179 - 186 (2003).

55. P. Griffin. Ten years experience of treating all flows from sewerage systems using

package plant and constructed wetland combination. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No. 11 -

12, 93 - 99 (2003).

56. P. E. Lim, K. Y. Mak. Removal and speciation of heavy metals along the treatment path

of wastewater in subsurface - flow constructed wetlands. Wat. Sci. Technol. Vol. 48, No.

5, 307 - 313 (2003).

Chương 13.

1. Báo cáo đề tài: Nghiên cứu đánh giá chất lượng nước rác từ các bãi thải điển hình ở Việt

Nam và đề xuất công nghệ xử lý thích hợp, hợp vệ sinh. Cục bảo vệ môi trường - bộ tài

nguyên và môi trường - Liên hiệp khoa học sản xuất và công nghệ hóa học- Trung tâm

KHTN & CNQG. 11. 2002.


~ 237 ~

2. F. Nie, J. Liu. Status and problem on leachate management of MSW landfill in China.

Aplas Seoul 2002. In: ―The 2nd

Asian pacific landfill symposium‖ Proceeding 37 - 42.

3. J. C. Chung, C. S. Gee. Waste management strategies to extend landfill life time. [1], 221

- 231.

4. T. G. Townsend, W. L. Miller. Acceleration of landfill stabilisation using leachate recycle.

J. Environ. Eng. Vol. 122, No. 4, 263 - 268 (1996).

5. U. Welander, T. Henrysson. Nitrification of landfill leachate using suspended carrier

biofilm technology. Wat. Res. Vol. 31, No. 9, 2351 - 2355 (1999).

6. J. L. Vasel, H. Jupsin. Nitrogen removal during leachate treatment: comparision of simple

and sophisticated systems. Wat. Sci. Technol. Vol. 50, No. 6, 45 - 52 (2004).

7. S. A. Q. Burton, I. A. Watson. Amonia and nitrogen flux in landfill sites: applicability to

sustainable landfilling. Waste Management & Research Vol. 16, 41 - 53 (1998).

8. H. D. Robinson, J. R. Gronow. A review of landfill leachate in the UK. In proceeding

Sardina 93, 4th

Intern. Landfill symp. (Ed. R. Stegmann) Cagliari, Italy CISA, 821 - 832.

9. Điều tra thực trạng ô nhiễm, nghiên cứu qui trình công nghệ xử lý thích hợp nước rác tại

một số bãi chôn lấp ở khu vực miền bắc. Báo cáo tổng kết nhiệm vụ khoa học công nghệ

cấp nhà nước phục vụ quản lý nhà nước về bảo vệ môi trường. Hà Nội 2005.

10. M. Henze, W. Gujer. Activated sludge models ASM1, ASM2, ASM2d and ASM3. Ed. By

IWA task group on mathematical modelling for design and operation of biological

wastewater treatment. Scientific and Technical report series IWA public 2000.

11. W. Fresenius, W. Schneider. Waste water technology. Springer Verl. 1995.

12. Nguyễn Thị Hạnh, Lê Văn Cát. Ảnh hưởng của nồng độ ion clorua lên việc xác định chỉ

tiêu độ oxy hóa trong nước. Tạp chí hóa học, T 41 (4), 55 - 57 (2003).


WCB - Mc Graw - Hill, New York 1998.

14. Lê Văn Cát. Xử lý nước rác. 1. Đặc trưng ô nhiễm và giải pháp công nghệ tổng thể. Tạp

chí hóa học. T. 43 (5) 525 - 529 (2005).

15. Lê Văn Cát. Cơ sở hoá học và kỹ thuật xử lý nước. NXB. Thanh Niên 1999.

16. METCAF & EDDY. Wastewater engineering treatment, disposal and Reuse. 3. ed. Mc

Graw Hill Inc., New York 1991.

17. F. W. Pontins. Water quality and treatment. AWWA. 4th

Ed. Mc Graw Hill Inc. 1990.

18. R. Aplin, T. D. Waite. Comparision of three advanced oxidation process for degradation

of textile dyes. Wat. Sci. Technol. Vol 42, No. 5, 6, 345 - 354 (2000).

19. S. H. Lin, C. C. Chang. Treatment of landfill leachate by combined electro - fenton

oxidation and sequencing batch reactor method. Wat. Res. Vol. 34, No. 17, 4243 - 4249

(2000).


~ 238 ~

20. A. C. Van Haandel, G. Lettinga. Anaerobic sewage treatment. A practical guide for

regions with a hot climate. John Willey & Sons Ltd. Chichester 1994.

21. J. B. Van Lier, A. Tilche. New perspectives in anaerobic digestion. Wat. Sci. Technol.

Vol. 43, No. 1, 1 - 18 (2001).

22. WEF. Biological and chemical systems for nutrient removal. WFE - USA 1998.

23. J. Doyle, S. Watts. Exceptionally high rate nitrification in sequencing batch reactor

treating high ammonia landfill leachate. Wat. Sci. Technol.Vol 43 (3) 315 - 332 (2001).

24. R. Van Kempen, J. W. Mulder. Overview: full scale experience of the SHARON process

for treatment of rejection water of digested sludge dewatering. Wat. Sci. Technol. Vol.

44, No. 1, 145 - 152 (2001).

25. V. Van Dongen, M. S. M Jotten. The SHARON - Anamox process for treatment of

amonium rich wastewater. Wat. Sci. Technol. Vol. 44, No. 1, 153 - 160 (2001).

26. Le Van Cat, Tran Mai Phuong, Do Thi Hong Nhung, Tran Huu Quang. Competitive

oxidation between COD and ammonia in the aerobic landfill leachate treatment.

Advances in Natural Sciences. Vol. 6, No. 2, 165 - 171 (2005).

27. Y. Z. Li, C. Y. Peng. Nitrogen removal from pharmaceutical manufacturing wastewater

via nitrite and the process optimization with on-line control. Wat. Sci. Technol. Vol. 50,

No. 6, 25 - 30 (2004).

28. C. Y. Peng , Y. Z. Li. Nitrogen removal from pharmaceutical manufacturing wastewater

with high concentration of ammonia and free ammonia via partial nitrification and

denitrification. Wat. Sci. Technol. Vol. 50, No. 6, 31 - 36 (2004).

29. N. H. Johansen, N. Suksawad. Energy saving process for nitrogen removal in organic

wastewater from food processing industries in Thailand. Wat. Sci. Technol. Vol. 50, No.

6, 345 - 351 (2004).

30. S. V. Kalyuzhnyl, M. A. Gladchenko. Sequenced anaerobic - aerobic treatment of high

strength, strong nitrogeneous landfill leachate. Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No. 5 - 6, 301

- 308 (2004).

31. C. S. Gee. J. S. Kim. Nitrite accumulation followed by denitrification using sequencing

batch reactor. Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No. 5 - 6, 47 - 55 (2004).

32. Y. Eum, E. Choi. Optimization of nitrogen removal from piggery waste by nitrite


33. G. Yalmaz, I. Ozturk. Biological ammonia removal from anaerobically pre - treated

landfill leachate in sequencing batch reactor. Wat. Sci. Technol. Vol 43 (3), 307 - 314

(2001).

34. P. A. Wilderer, R. L. Irwine, M. C. Goronsky. Sequencing batch reactor technology. IWA

publ. London 2001.


~ 239 ~

35. N. Hudson, J. Doyle. Sequencing batch reactor technology. Wat. Sci. Technol. Vol 43,

No. 3, 339 - 346 (2001).

36. B. Teichgraeber, D. Schrett. SBR technology in Germany an overview. Wat. Sci. Technol.

Vol. 43, No. 3. 323 - 330 (2001).

37. T. G. Flapper, N. J. Ashbott. From the lab to full scale SBR operation: treating high

strength and variable industrial wastewater. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 347 - 356

(2001).

38. B. Li, P. I. Bishop. The application of ORP in activated sludge wastewater treatment

process. Environ. Eng. Sci. Vol. 18, No. 5, 309 - 321 (2001).

39. A. Spagni, J. Bundy. Experimental considerations on monitoring ORP, pH, conductivity

and DO in nitrogen and phosphorus biological removal process. Wat. Sci. Technol. Vol.

43, No. 11, 197 - 204 (2001).

40. M. Mauret. F. Ferrand. Process using DO and ORP signals for biological nitrification and

denitrification. Wat. Sci. Technol. Vol. 44, No. 2, 163 - 170 (2001).

41. G. Androettola, P. Foladorl. On-line control of a SBR system for nitrogen removal from

industrial wastewater. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 93 - 100 (2001).

42. B. C. Cho, C. N. Chang. The feasible sequential control strategy of treating high strength

organic nitrogen with SBR technology. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 115 - 122

(2001).

43. R. F. Yu, S. L. Liaw. Dynamic control of a continuous - inflow with time varying influent

loading. Wat. Sci. Technol. Vol. 43, No. 3, 107 - 114 (2001).

44. N. Thayalakumaran, R. Bhamidimarri. Biological nutrient removal from meat processing

wastewater using sequencing batch reactor. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 10, 101 - 108

(2003).

45. J. Doellerer, P. A. Wilderer. Biological treatment of leachates from harzardous waste

landfill using SBR - technology. Wat. Sci. Technol. Vol. 34. No. 7 - 8, 437 - 444 (1996).

46. Y. Nie. Status quo and problem on leachate management of MWS landfill in China. Aplas

Seoul 2002. The 2. Asian pacific Landfill symposium, 25 - 28/2/2002 Proceeding 37 - 43.

47. L. F. Diaz. The establishment of sanitary landfill under low economic condition. The case

of Guayaquil, Ecuador [1]. 44 - 56.

48. R. Stegmann. Strategy for a sustainable landfill-planning, operation, aftercare [1] 56 - 77.

49. Lee A. J., F. Lee. Appropriate use of MSW leachate recycling in municipal solid waste

landfilling. Proceedings air and waste management association 93rd

national annual

meeting ([email protected] www gfredlee com.

mailto:[email protected]


~ 240 ~

50. C. Visvanahan, J. Trankler. Influence of landfill operation and waste composition on

leachate control [1]: 448 - 457.

51. C. Li-Choung. C. Jun-En. Electrochemical oxidation combined with physical-chemical

pretreatment process for the treatment of refractory landfill leachate. Environ. Eng. Sci.

Vol 18, No. 6. 369 - 379 (2001).

52. E. Praet, V. Rouxhet. Membranbio reactor (MBR) for old leachate treatment: from pilot

plant to full scale facility.

53. M. Monroe. Application note: landfill leachate treatment [email protected].

54. DEQ. Section 6. Leachate treatment and disposal feasibility study. Solwaste @ deq state.

55. NPDES. Management plant requirementfor leachate disposal to public owned treatment

works, March 19, 1993.

56. Halifox Regional Municipality. Leachate treatment facility, Halifax updated 6. 8. 2004.

57. A. Suna. Erses, T. T. Onay. Accelerated landfill waste decomposition by external leachate

recirculation from and old landfill cell. Wat. Sci. Technol. Vol. 47, No. 12, 215 - 233

(2003).

58. I. Kabdasli, O. Tunay. Ammonia removal from young landfill leachate by magnesium

ammonium phosphate precipitation and air stripping. Wat. Sci. Technol. Vol. 41, No. 1,

237 - 241 (2000).

59. U. Welander, T. Henrysson. Nitrification of landfill leachate using suspended carrier

biofilm technology. Wat. Res. Vol. 31, 2351 - 2355 (1997).

60. M. Hanashima. The current state and furture of landfill technologies in Japan [1] 1 - 8.

61. Japanese Advanced Environment Equipment. Landfill leachate treatment system.

Tsukishima kikai Co. Ltd. http://www. tsk-g.Co.jp.

62. Cao The Ha, Nguyen Tien Thang. Study on treatment of the leachate from landfill site at

Nam Son, Soc Son, Hanoi [1] 448 - 456.

63. H. Gierlich, J. Kollbach. Treating landfill leachate in Eupean Countries. Pollution

Engineering International Autumn. www. pollution engineering. con.

archives/1998/pintfall. 98/16 ackcl. fo. htm.

64. D. Pointel, P. Courant. Various leachate treatment plants in France. In proceedings

Sardina 99, 7th

. Management Symposium. Cagliari, Italy, CISA. 135 - 142 (1999).

66. D. J. L. Forgie. Selection of the most appropriate leachate treatment methods. Part 1. A

review of potential leachate treatment methods. Water pollution Research J. of Canada.

Vol. 23, 308 - 329 (1988).

mailto:[email protected]

http://www/


~ 241 ~

Chương 14.

1. Cẩm nang kỹ thuật cho ngành chế biến hải sản. Chuyên đề kiểm soát ô nhiễm công

nghiệp. Jun Takeda/ công ty TNHH tư vấn về môi trường Nhật Bản. Takayuki

Suzuki/công ty EBARA. 11/1995.

2. Xử lý nước thải trong ngành chế biến thủy sản. Công ty NIRAS (Đan Mạch), Hà Nội 9 -

2001.

3. B. Demirel, O. Yenigun. Two phase anaerobic digestion process: a review. J. Chem.

Technol. Biotechnol. Vol. 77, 743 - 755.

4. D. P. Kunte, T. Y. Yeole. Two - stage anaerobic degesition process for complete

inactivation of enteric bacterial pathogens in human night soil. Wat. Sci. Technol. Vol.

50, No. 6, 103 - 108 (2004).

5. W. H. Harber, D. C. Stucky. The use of anaerobic baffled reactor (ABR) for wastewater

treatment. A review. Wat. Res. Vol. 33, No. 7, 1599 - 1578 (1999).

6. P. Dama, J. Bell. Pilot - scale study of an anaerobic baffled reactor for the treatment of

domestic wastewater. Wat. Sci. Technol. Vol. 46, No. 9, 263 - 270 (2002).

7. M. H. Christensen, P. Harremos. Biological denitrification of sewage. A literature review.

Progr. Wat. Sci. Technol. Vol. 8, 509 - 521 (1977).

8. C. P. L. Grady, H. C. Lim. Biological wastewater treatment. Theory and application.

Marcel Dekker, New York 1980.

Bảng ký hiệu và viết tắt

BOD: Nhu cầu oxy sinh hóa (biological oxygen demand)

COD: Nhu cầu oxy hóa học (chemical oxygen demand)

d: Đơn vị thời gian: ngày (day).

F/M: Tỷ lệ thức ăn/vi sinh vật (food/microorganisms ratio)

h: Đơn vị thời gian: giờ (hour)

k: Hệ số tiêu thụ cơ chất riêng cực đại (m/Y, maximum rate of substrate utilisation)

kp: Hằng số phân hủy nội sinh (endogenous decay coeficient)


~ 242 ~

KS: Hằng số bán bão hòa (half velocity constant), S (substrat) được thay thế bởi bất

kỳ một dạng cơ chất nào đó, ví dụ oxy (KDO), nitơ (KN)...

SK: Sinh khối

SKHH: Sinh khối hữu hiệu, tỷ lệ hao hụt sinh khối khi đốt cháy tại 550oC (volatile

suspended solid)

SS: Chất rắn không tan, kích thước lớn hơn 0,45 m (suspended solid)

SVI: Chỉ số bùn - thể tích 1 g bùn chiếm chỗ ở trạng thái lắng (sludge volume index)

TKN: Tổng nitơ Kjehdahl, nitơ trong amoni/amoniac và hợp chất hữu cơ (total

Kjehdahl nitrogen)

TN: Tổng nitơ (total nitrogen)

TOC: Tổng carbon hữu cơ (total organic carbon)

TP: Tổng photpho (total phosphorus)

U: Tốc độ tiêu thụ cơ chất riêng - tốc độ tiêu thụ cơ chất tính theo đơn vị khối lượng

vi sinh (specific substrate utilization rate)

VFA: Axit béo dễ bay hơi (volatile fatty acid)

Y: Hiệu suất sinh khối (tỷ lệ tạo thành sinh khối trên cơ sở lượng cơ chất tiêu hao

(biological yield coeficient)

Y’: Hiệu suất sinh khối thực - lượng sinh khối hình thành trừ đi lượng hao hụt do

phân hủy nội sinh (observed, net yield coefficient)

: Thời gian lưu thủy lực (hydraulic retention time)

c: Thời gian lưu tế bào (cell retention time, sludge age, solid retention time)

lê văn cát

Documents