Đề tài Nghiên cứu quá trình xử lý nước thải chứa nitơ với hệ thống xử lý SBR thiếu khí

triển ở mọi loại môi trường, kể cả nơi giàu hay nghèo chất hữu cơ. Mặc dù khả năng ôxy hóa NH4+ của các vi khuẩn dị dưỡng nhỏ hơn từ 103- 104 khả năng ôxy hóa NH4+ của các vi khuẩn tự dưỡng, song bù lại chúng lại có khả năng phát triển nhanh hơn rất nhiều lần. Hơn nữa ngoài khả năng ôxy hóa NH4+, các vi khuẩn dị dưỡng còn có cả enzim khử nitrat (nitrat reductaza) thành N2 ngay cả trong điều kiện có O2 bởi vậy chúng cũng là các vi khuẩn lý tưởng trong xử lý ô nhiễm môi trường do NH4+, NO2-, NO3-. Có 2 điều kiện cần phải được đáp ứng để quá trình nitrat hoá có thể xảy ra. Thứ nhất, tuổi bùn phải đủ cao để ngăn sự rửa trôi của bùn theo nước trong hệ thống bùn hoạt tính. Thứ hai, thời gian tiếp xúc giữa vi khuẩn và amon phải đủ dài. Ngoài ra các yếu tố như DO, pH, nhiệt độ... cũng ảnh hưởng tới quá trình. Vì vậy, để quá trình nitrat hoá đạt hiệu quả cao, cần tạo được môi trường thích hợp cho sự phát triển của cả hai nhóm vi khuẩn nitrat hoá. Cơ chế của quá trình : Trong quá trình nitrat hoá, NH4+ bị ôxy hoá theo 2 bước: NH4+ + 1,5 O2 2H+ + HO + NO2- (1) NO2- + 0,5 O2 NO3 (2) Năng lượng sinh ra từ phản ứng (1) và (2) tương ứng được cung cấp cho Nitrosomonas và Nitrobacter để tổng hợp sinh khối. Trong đó, phản ứng (1) sinh ra khoảng 58á84 kcal/mol NH3, phản ứng (2) sinh ra 15.4á20.9 kcal/mol. Do đó, Nitrosomonas nhận được nhiều năng lượng hơn Nitrobacter. Tổng hợp quá trình chuyển hoá NH4+ thành NO3-: NH4+ + 2 O2 = NO3 + 2 H + H2O (3) Sử dụng công thức kinh nghiệm C5H7NO2 biểu diễn tế bào vi khuẩn được tổng hợp, có thể kết hợp phương trình ôxy hóa NH4+ , NO2- với sự tạo thành Nitrosomonas và Nitrobacter tương ứng như sau: 15 CO2 + 13 NH4+ 10 NO2- + 3 C5H7NO2 + 23 H+ + 4 H2O 5 CO2 + NH4+ + 10 NO2- + 2 H2O 10 NO3- + C5H7NO2 + H+ ảnh hưởng của các yếu tố môi trường tới quá trình nitrat hóa : ảnh hưởng của nhiệt độ : Nhiệt độ tối ưu cho quá trình sinh trưởng của vi khuẩn nitrat hoá là 28á360C trong đó khoảng nhiệt độ chấp nhận được là từ 5á500C. Tuy nhiên, khi nhiệt độ nhỏ hơn 150C tốc độ nitrat hoá diễn ra chậm và hầu như vi khuẩn nitrat hoá không còn sinh trưởng ở nhiệt độ nhỏ hơn 40C. Nhiệt dộ quá cao làm biến tính protein, gây chết vi sinh vật. Khoảng nhiệt độ gây chết vi khuẩn Nitrosomonas ~55 á580 C . Tốc độ tăng trưởng cực đại của vi sinh vật và hằng số bán tốc độ chịu ảnh hưởng của nhiệt độ. Sự phụ thuộc của tốc độ tăng trưởng riêng cực đại và hằng số bán tốc độ ks của Nitrosomonas vào nhiệt độ được cho bởi bảng sau : [10] Nhiệt độ , ngày -1 ks (gN/m3) 5 0,18 0,13 10 0,29 0,23 15 0,47 0,40 20 0,77 0,73 25 1,25 1,30 Mối liên hệ giữa hằng số bán tốc độ và nhiệt độ tuân theo định luật Arrhenius như sau : K s , Nitrosomonas = 0,405 *e0,118(T-15) Ks , nitrobacter = 0,405 * e0,146(T-15) ảnh hưởng của nhiệt độ tới tốc độ tăng trưởng riêng cực đại của vi sinh vật theo những nghiên cứu khác nhau được mô tả theo các quan hệ khác nhau: Nitrosomonas trong nước sông và canh trường thuần khiết : =0,47 * e 0,098*(T-15) Nitrosomonas trong bùn hoạt tính : =0,18 * e0,116(T-15) Nitrobacter trong nước sông : = 0,79 * e 0,69(T-15) ảnh hưởng của DO : Vì quá trình nitrat hoá là quá trình hiếu khí nên đòi hỏi sự có mặt của ôxy. Theo tính toán ở phần trên, DO = 4,6 mg/mg N-NH4+ chỉ là vừa đủ để sử dụng cho quá trình nitrat hoá. Trong hầu hết các hệ thống xử lý, ôxy còn được sử dụng để ôxy hoá các chất khác ngoài NH3 trong nước thải, do đó tổng lượng ôxy thực tế là cao hơn . Nồng độ ôxy hoà tan có ảnh hưởng quan trọng tới tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn nitrat hoá và tốc độ quá trình nitrat hoá trong hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt. Khi DO là chất nền giới hạn sự tăng trưởng của vi sinh vật thì ảnh hưởng của DO tới tốc độ tăng trưởng riêng của vi sinh vật được biểu diễn theo phương trình Mônod như sau : = DO : Nồng độ ôxy hoà tan , mg/l . KO,n : Hằng số bán tốc độ độ , mg/l . Giá trị hằng số bán tốc độ KO,n của quá trình nitrat hóa được nhiều tác giả khác nhau xác định có giá trị trong khoảng 0.15á2 mg/l. Kết quả của một số tác giả được cho bởi bảng sau : Vi sinh vật KO,n , mg/l Tác giả Nitrosomonas 0,3 0,25 0,5 Loveless và Painter (1968) Peeters (1969) Laudelot (1976) Nitrobacter 1,84 0,72 Peeters (1869) Laudelot (1976) ảnh hưởng của pH : Theo một số tài liệu, giá trị pH tối ưu cho quá trình nitrat hoá là trong khoảng 8á9. Thông thường tốc độ quá trình nitrat hóa giảm khi pH giảm. Bằng cách xác định tốc độ quá trình nitrat hóa, Meyerhof (1916) tìm thấy pH tối ưu cho hoạt động của Nitrosomonas là khoảng 8.5á8.8 và cho Nitrobacter là 8.3á9.3. Hofman (1973) bằng cách tương tự tìm thấy pH tối ưu cho cả hai loài vi khuẩn là 8.3 và xác định rằng tốc độ quá trình nitrat hóa gần như bằng 0 ở pH bằng 9.6. Wild (1964) kết luận pH tối ưu cho quá trình nitrat hóa là 8.4 và trong khoảng từ 7.8á8.9 tốc độ quá trình nitrat đạt 90% tốc độ cực đại. Trong điều kiện pH 8.9 tốc độ quá trình nitrat chỉ bằng 50% tốc độ cực đại. Painter (1972) xác định quá trình nitrat hóa giảm khi pH < 6,7 và dừng hẳn khi pH trong khoảng 5-5,5. Các kết quả trên xác định trong trường hợp quá trình nitrat hóa được tiến hành riêng. Trong trường hợp kết hợp quá trình nitrat hóa và phản nitrat hóa thì pH tối ưu là khoảng 7á8. Quá trình phản nitrat hoá : Phản nitrat là quá trình khử NO3+ thành khí N2 theo 4 giai đoạn như sau : NO3- → NO2- → NO (k) → N2O (k) → N2(k) Trong đó NO2- , NO , N2O là sản phẩm trung gian và mỗi giai đoạn của quá trình được xúc tác bởi 1 hệ enzym khác nhau . Quá trình này còn được gọi là quá trình dị hoá . Tác nhân sinh học : Khác với quá trình nitrat hoá , số lượng vi khuẩn có thể thực hiện quá trình phản nitrat hoá tương đối phong phú . Có ít nhất 14 chủng vi khuẩn được biết là có khả năng phản nitrat hoá. Ví dụ như chủng: Bacillus , Pseudomonas , Methanomonas , Paracocus , Spirillum , Thiobacillus ... Hầu hết vi khuẩn phản nitrat hoá là vi khuẩn hô hấp tuỳ tiện, chúng có thể sử dụng O2 hoặc NO3 làm chất nhận điện tử cuối cùng trong quá trình hô hấp, trường hợp vi khuẩn sử dụng ôxy làm chất nhận điện tử trong quá trình hô hấp gọi là hô hấp hiếu khí , còn trường hợp vi khuẩn sử dụng NO3- hoặc NO2- gọi là hô hấp thiếu khí . Cơ chế của 2 quá trình là tương tự nhau, sự khác nhau duy nhất giữa hô hấp hiếu khí và hô hấp thiếu khí là enzym xúc tác cho sự vận chuyển điện tử. O2 phải được loại trừ để tạo điều kiện cho quá trình phản nitrat hoá diễn ra . Nếu cả O2 và NO3- cùng có mặt thì vi sinh vật sẽ sử dụng O2 làm chất nhận điện tử do hô hấp hiếu khí sinh ra nhiều năng lượng hơn hô hấp thiếu khí. Các vi sinh vật cần nitơ để tổng hợp protein, nguồn nitơ vi sinh vật có thể sử dụng trực tiếp trong tổng hợp là NH4+ . Trong trường hợp không sẵn có nguồn NH4+, một số vi sinh vật có khả năng khử NO3- thành NH4+ để sử dụng. Khi đó một phần nitơ đã được chuyển vào trong tế bào, quá trình khử nitơ kiểu này được gọi là “khử nitrat do đồng hoá “. Phần lớn vi khuẩn phản nitrat hoá là vi khuẩn dị dưỡng tức là chúng cần nguồn cacbon hữu cơ để tổng hợp tế bào, chỉ có một số ít vi khuẩn nitrat hoá là vi khuẩn tự dưỡng, sử dụng nguồn cacbon vô cơ để tổng hợp tế bào. Ví dụ : Loài Thiobaccillus denitrificans có khả năng ôxy hoá lưu huỳnh nguyên tố lấy năng lượng và sử dụng nguồn cacbon từ CO2 hoà tan hoặc HCO3- để tổng hợp tế bào . Cơ chế của quá trình : Phương trình phản ứng mô tả quá trình phản nitrat hoá phụ thuộc vào nguồn cacbon sử dụng. Với NO3- là chất nhận điện tử và nguồn Cacbon là metanol , axit acetic , mêtan và nước thải ta có các phản ứng sau : 6 NO3- + 5 CH3OH → 3 N2 + 5 CO2 +7 H2O + (OH)- 8 NO3- + 5 CH3COOH → 4 N2 + 10 CO2 + 6 H2O 8 NO3- + 5 CH4 → 4 N2 + 5 CO2 + 6 H2O + 8 (OH)- 10 NO3- + C10H19O3N → 5 N2 + 10 CO2 + 3 H2O + NH3 +10 (OH)- Sự trao đổi điện tử trong quá trình thể hiện ở 2 phương trình sau : NO3- + 6 H+ +5 e- → 0.5 N2 + 3 H2O 5 CH3OH + 5 H2O → 5 CO2 + 30 H+ + 30 e- Rõ ràng NO3- nhận điện tử và bị khử thành N2, nguồn cacbon trong trường hợp này là metanol bị mất điện tử và được ôxy hoá thành CO2. OH- sinh ra trong phương trình trên kết hợp với CO2 tạo thành HCO3- : OH- + CO2 → HCO3- Khi đó các phản ứng đồng hoá và dị hoá nitơ là như sau: Dị hóa nitơ : Khử NO3- thành NO2 :3NO3- + CH3OH → 3NO2- + H2O + H2CO3 Khử NO2- thành N2 : 2NO2- + CH3OH + H2CO3 → N2 + 2HCO3- +2H20 Khử NO3- thành N2 :6NO3-+5CH3OH+H2CO3 → 3N2+8H2O + 6HCO3- Đồng hoá nitơ : 14CH3OH + 3NO3 +4H2CO3→ 3C5H7NO2 + 20H2O + 3HCO3- Phản ứng kết hợp 2 quá trình đồng hoá và dị hoá : NO3-+1.08CH3OH+0.24H2CO3→0.056C5H7NO2+0.47N2+1.68H2O+HCO3- NO2- + 0.53 H2CO3 + 0.67 CH3OH → 0.04 C5H7 NO2 + 1.23 H2O + 0.48N2 + HCO3- Trường hợp có mặt ôxy vi khuẩn sẽ ưu tiên sử dụng ôxy làm chất nhận điện tử, phản ứng xảy ra : O2 + 0.93 CH3OH + 0.056 NO3- → 0.056 C5H7NO2 + 1.04 H2O + 0.59 H2CO3 + 0.056 HCO3- Theo lý thuyết lượng metanol cần thiết để khử NO3- trong trường hợp không kể đến tổng hợp tế bào là 1.9 mg CH3OH/mg NO3- . Nếu kể cả tổng hợp tế bào, lượng metanol cần thiết tăng lên là 2.47 mg CH3OH/mg NO3- . Tính toán tương tự với lượng metanol cần thiết để khử NO2 và O2 có công thức tính tổng lượng metanol cần thiết như sau : Cm = 2,47 NO3- -N + 1,53 NO2 -N + 0,87 DO Cm : nồng độ metanol cần thiết , mg/l . NO3- -N : nồng độ NO3- -N được khử , mg/l . NO2- -N :nồng độ NO2- -N được khử , mg/l . DO : ôxy hoà tan được khử , mg/l . ảnh hưởng của các yếu tố môi trường tới quá trình phản nitRat hoá : ảnh hưởng của DO : Quá trình phản nitrat hoá xảy ra khi NO3- được vi sinh vật sử dụng làm chất nhận điện tử trong phản ứng ôxy hoá chất hữu cơ thu năng lượng. Nếu trong môi truờng có ôxy, vi sinh vật sẽ ưu tiên sử dụng ôxy làm chất nhận điện tử, khi đó quá trình phản nitat hoá bị cản trở .ảnh hưởng của lượng ôxy hoà tan tới tốc độ quá trình phản nitat hoá có thể biểu diễn bằng phương trình động học Monod : = SO : nồng độ oxi hoá tan , mg/l . KOA : Hằng số bán tốc độ . Nhiều nghiên cứu đã chỉ ra rằng nồng độ ôxy hoà tan là 1á2 mg/l không ảnh hưởng tới quá trình phản nitrat hoá trong hệ thống lọc sinh học nhưng trong hệ thống bùn hoạt tính thì nồng độ ôxy hoà tan nên nhỏ hơn 0.3 mg/l . ảnh hưởng của nhiệt độ: Quá trình phản nitat hoá có thể xảy ra trong khoảng 5á35 oC . Nhiều loài vi khuẩn phản nitrat hoá dễ thích nghi với sự thay đổi nhiệt độ. Do đó điều quan trọng là xem xét sự khác nhau giữa ảnh hưởng của nhiệt độ trong thời gian dài và thời gian ngắn tới quá trình phản nitrat hoá. Tốc độ tăng trưởng của vi sinh vật và tốc độ khử nitrat đều chịu ảnh hưởng tác động của nhiệt độ. Cần phân biệt 2 dạng phản ứng đối với nhiệt độ trong quá trình phản nitrat hoá. Dạng phản ứng thứ nhất là phản ứng nhiệt độ tức thời (nhanh) có thời gian phản ứng thường nhỏ hơn so với phản ứng nhiệt độ lâu dài . Phản ứng nhiệt độ lâu dài là hỗn hợp của phản ứng tức thời và sự thích nghi của vi sinh vật . Sự phụ thuộc của tốc độ phản nitrat hoá vào nhiệt độ có thể biểu diễn bằng phương trình sau : = *Y T-20 Y : hệ số phụ thuộc vào nhiệt độ . Vì nhiệt độ thường thay đổi chậm, nên sự phụ thuộc vào nhiệt độ lâu dài là quan trọng hơn cả . 2.2.3.3 ảnh hưởng của nồng độ cacbon ảnh hưởng của nồng độ cacbon tới tốc độ phản nitrat hoá cũng được mô tả bằng phương trình động học Monod. sử dụng metanol làm nguồn cung cấp cacbon, phương trình như sau : = M : nồng độ metanol , mg/l . KM: Hằng số bán tốc độ . Giá trị của KMthường rất thấp, thường chấp nhận là : 0.1mg/l metanol . 2.2.3.4 ảnh hưởng của pH : Phản nitrat hoá không thể xảy ra khi pH thấp vì ở điều kiện đó vi khuẩn phản nitrat hoá không hoạt động. Nhiều nghiên cứu khác nhau chỉ ra các giá trị pH tối ưu cho quá trình phản nitrat hoá khác nhau, nhưng phần lớn nghiên cứu đều cho thấy rằng tốc độ phản nitrat hoá có giá trị cao nhất trong khoảng 7.0 á7.5 . Tác động của pH tới quá trình phản nitrat hoá cũng phụ thuộc vào thời gian tác động. Tác động của pH trong thời gian ngắn là đáng quan tâm hơn cả vì pH thường thay đổi trong thời gian dài . Trong quá trình kết hợp nitrat hoá phản nitrat hoá pH thường ổn định do quá trình phản nitrat hoá sinh ra axit nhưng được trung hoà bởi kiềm do quá trình phản nitrat hoá sinh ra . phương pháp khử Nitơ trong nước thải Phương pháp lý hoá : Phương pháp clo hóa (Breakpoint chlorination) : Quá trình NH4+ được ôxy hoá thành khí N2 bao gồm một chuỗi các phản ứng phức tạp trong đó NH4+ phản ứng với Cl2 tạo thành các sản phẩm trung gian là monochloramin (NH2Cl), dichloramin (NHCl2) và ammonium trichloride (NCl3). Cùng với khí N2, một số dạng ôxy hoá khác của nitơ cũng được tạo thành, chủ yếu là NO3-. Cơ chế thực của các phản ứng này tương đối phức tạp. Phương trình phản ứng clo hóa được đơn giản hoá như sau: 2 NH4+ + 3 Cl2 = N2(k) + 6 Cl- + 8 H+ Theo phản ứng này, cần có 7,6 mg Cl2/mg NH4+-N để ôxy hóa NH4+ thành khí N2. Vì có một phần NH4+ được chuyển hóa thành NO3- và các dạng nitơ ôxy hóa khác nên lượng clo thực tế phải đưa vào thường khoảng 10 mg Cl2/ mg NH4+-N. Một điều quan trọng cần phải chú ý là quá trình clo hóa sinh ra lượng axit đáng kể (axit HCl ) cần phải được trung hòa. Lượng axit này sẽ tiêu thụ độ kiềm với tỉ lệ 10,7 mg CaCO3/ mg NH4+-N. Đối với các nhà máy xử lý nước thải thông thường sử dụng phương pháp clo hóa để xử lý những dòng chứa 20 mg NH4+-N/l cần 152 mg Cl2/l và tiêu thụ 214 mg CaCO3/l. [15] Ưu điểm : +Kiểm soát được quá trình. +Có thể kết hợp được với quá trình khử trùng nước cấp. +Không tốn diện tích mặt bằng. Nhược điểm : +Chi phí vận hành cao vì phải tiêu tốn nhiều Clo(Cl2), tốn nhiều hoá chất để điều chỉnh pH để cho pH >7 (pHopt =7,0 – 7,5). +Trong nước có mặt các chất khử dạng hữu cơ hoặc vô cơ sẽ phản ứng với Cl2 để sinh ra các sản phẩm phụ có hại cho sức khoẻ con người như : hợp chất halogen hữu cơ, thông thường là các trihalomethane như chloroform (CHCl3), ammonium trichloride. Ngoài ra bản thân Cl2 cũng là một khí độc có hại cho sức khoẻ con người. +Không khử được nitơ ở dạng NO2- và NO3- . +Gây ô nhiễm thứ cấp. Phương pháp làm thoáng (air stripping) : Nguyên tắc : Trong nước NH4+ tồn tại cân bằng với bazơ liên hợp của nó là NH3 theo phương trình sau: NH4+ = NH3(l) + H+ (1) pKa = 9,5 NH3(l) lại tồn tại cân bằng với NH3(k) và tuân theo định luật Henry: NH3 (l) ô NH3 (k) (2) Tại pH = 7, hầu như chỉ có NH4+ tồn tại. Khi pH tăng cân bằng trong phương trình (1) sẽ chuyển dịch sang phải, về phía tạo thành NH3. Và khi pH lớn hơn giá trị của pKa (pH > 9,5) lượng NH3(l) sẽ được tạo thành đáng kể, cân bằng trong phương trình (2) sẽ chuyển dịch sang phải, NH3 được giải phóng ra không khí.Trong phương pháp này thường dùng Ca(OH)2 để điều chỉnh pH. Như vậy :Qúa trình khử nitơ bằng phương pháp này bao gồm việc tăng pH của nước để nitơ tồn tại phần lớn ở dạng NH3 (l)(theo phương trình 1) và tăng sự tiếp xúc giữa nước với không khí để tạo điều kiện cho NH3 được giải phóng vào không khí (theo phương trình 2 ). Ưu điểm : +Đơn giản,rẻ tiền và ta có thể kiểm soát được quá trình. +Qúa trình loại bỏ được NH3 mà không tạo ra các chất ô nhiễm thứ cấp trong nước. Nhược điểm: +Quá trình chính để loại nitơ, quá trình chuyển NH3(l) thành NH3(k) lại phụ thuộc rất nhiều vào nhiệt độ (khó thực hiện được ở nhiệt độ thấp). +Khi dùng vôi để tăng pH thường tạo cặn bám vào vật liệu lọc làm tăng trở lực quá trình. +Trong nước thải, các hợp chất Nitơ không chỉ tồn tại ở dạng amoni, mà còn tồn tại ở dạng NO3-, NO2-. Chính vì vậy xử lý bằng phương pháp này chưa triệt để . +Quá trình chuyển hoá NH4+ thành NH3(kh) đã làm ô nhiễm không khí. Phương pháp trao đổi ion : Nguyên tắc : Nước cần xử lý được đi qua bề mặt nhựa ,khi đó xảy ra quá trình thế chỗ giữa ion(cần loại bỏ) trong nước vvà ion loại khác trên bề mặt nhựa. Trong thời gian gần đây,người ta đã chế tạo một số loại nhựa trao đổi ion có độ chọn lọc cao đối với hợp chất chứa Nitơ như Clinoptilolit ,.. .Thứ tự chonk lọc trao đổi ion của các ion tuân theo dãy sau: Cs+ > K+ > NH4+ > Sr2+ > Na+ > Ca2+ > Fe3+ > Al3+ > Mg2+ . Ta thấy độ chonk lọc của NH4+ khá cao so với Ca2+ và Mg2+ là các ion thường có mặt trong nước. Phương pháp này được ứng dụng khá rộng rãi trong xử lý nước cấp. Ưu đểm : +Dễ ràng kiểm soát được quá trình. +Vận hành đơn giản. +Hiệu quả cao. +Có thể tái sử dụng nhựa trao đổi ion bằng cách thực hiện quá trình nhả hấp phụ(thường ngâm trong dung dịch muối bão hoà). Nhược điểm : +Chi phí vận hành cao. +Khi tích tụ quá nhiều các cation sẽ làm giảm tốc độ loại bỏ. +Không áp dụng cho nguồn nước có nhiều cặn lơ lửng. Phương pháp sinh học : Người ta thường chia ra làm hai loại : phương pháp xử lý trong điều kiện tự nhiên và phương pháp xử lý trong điều kiện nhân tạo . Phương pháp xử lý trong điều kiện tự nhiên : Cơ sở của phương pháp này là dựa vào khả năng tự làm sạch của đất và của nước. Việc xử lý nước thải thực hiện trên các công trình như : cánh đồng lọc, cánh đồng tưới và các hồ sinh học. Dựa vào khả năng tự làm sạch của đất : Quá trình xử lý nước thải thực hiện trên cánh đồng lọc và cánh đồng tưới. Thực chất là khi cho nước thải thấm qua lớp đất bề mặt thì cặn được giữ lại ở đáy,nhờ có oxy và các vi sinh vật hiếu khí mà quá trình oxyhoa được diễn ra. Như vậy sự có mặt của oxy không khí trong mao quản của đất đá là điều kiện cần thiết trong quá trình xử lý nước thải. Càng sâu xuống lớp đất phía dưới lượng oxy cầng ít và quá trình oxy hoá giảm dần. Cuối cùng cho đến một độ sâu mà ở đó chỉ diễn ra quá trình phản nitrat. Thực tế cho thấy quá trình xử lý nước thải qua lớp đất bề mặt diễn ra ở độ sâu tới 1,5 m. Cho nên cánh đồng lọc và cánh đồng tưới thường xây dựng ở những nơi có mực nước ngầm thấp hơn 1.5 m tính đến mặt đất. Dựa vào khả năng tự làm sạch của nước : Cơ sở của pphương pháp là dựa vào khả năng tự làm sạch của thuỷ vực chủ yếu nhờ hoạt động của vi sinh vật và các thuỷ sinh vật khác mà các chất nhiễm bẩn bị phân huỷ thành các chất khí và nước. Căn cứ theo đặc tính tồn tại và tuần hoàn của các vi sinh vật. Người ta chia ra 3 loại:Hồ hiếu khí, Hồ yếm khí, Hồ tuỳ tiện. a)Hồ hiếu khí : Là loại hồ nông, chiều sâu khoảng 0,6á1,2m, được chiếu sáng tốt. BOD = 300á500 kg/ha.ngày (khi có cấp khí nhân tạo). BOD =100á220 kg/ha.ngày (khi không cấp khí). Nitơ cần xử lý: BOD<200mg/l (khi có cấp khí <300mg/l). Thời gian lưu : 5á12 (15) ngày khi không cấp khí, 1á3 ngày khi có cấp khí. Hiệu quả xử lý: Mùa hè là 60á80%, mùa đông là 45á65%. b)Hồ yếm khí : Độ sâu :2,5 – 4,5 m. Tải trọng:800 – 4300 kg/ha.ngày. Thời gian lưu :5 –50 ngày(còn tuỳ thuộc vào :thời tiết,bản chất BOD,...). c)Hồ tuỳ tiện : tải trọng :25 – 40 kg/ha.ngày. Thời gian lưu :5 – 7 ngày. Hiệu quả xử lý:70 - 90%. Trong thực tế người ta thường sử dụng hồ hiếu khí và hồ tuỳ tiện. Đặc điểm của các hồ này là tảo và các vi sinh vật khác cùng sinh trưởng và phát triển. ở lớp nước trên, các vi sinh vất hiếu khí sẽ sử dụng oxy hoà tan để hô hấp, các chất hữu cơ chứa nitơ sẽ được vi sinh vật oxy hoá thành CO2 , H2O, NH4+, NO3-, NO2-. Các chất này sẽ được tảo sử dụng để tăng trưởng đồng thời giải phóng ra oxy để phục vụ cho hoạt động sống của vi khuẩn. Đây là sự hợp tác có hiệu quả giữa Tảo và vi sinh vật khác. Phương pháp xử lý trong điều kiện nhân tạo : Nguyên tắc là dựa vào hoạt động sống của các vi sinh vật như quá trình sinh trưởng, quá trình phát triển, quá trình trao đổi chất mà các chất ô nhiễm sẽ bị chuyển hoá thành các dạng vô hại. Tuy nhiên nó khác với phương pháp tự nhiên ở chỗ : tạo ra điều kiện nhân tạo cho các vi sinh vật hoạt động. Trong thực tế người ta dựa trên cơ sở của quá trình nitrat hoá và phản nitrat hoá, từ đó đưa ra các phương pháp khác nhau để xử lý. Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trinh nitrat hoá và phản nitrat hoá như : nhiệt độ, pH, ... sẽ trở thành các yếu tố công nghệ. Đĩa lọc sinh học. Đĩa lọc sinh học : là một dạng kỹ thuật xử lý hiếu khí. Đĩa lọc gồm một loạt các đĩa tròn, phẳng cùng nắp trên một trục, một phần các đĩa được đặt ngập vào nước và quay chậm. Trong quá trình đĩa quay chậm, các vi sinh vật có trong nước sẽ bám lên bề mặt đĩa và hình thành một lớp màng và xảy ra quá trình hấp thụ chất ô nhiễm. Phần không bị ngập trong nước thì sẽ diễn ra quá trình oxi hoá bởi oxi không khí làm cho các chất hữu cơ bị phân huỷ và amon bị oxi hoá. Quá trình chính xảy ra là phân huỷ hiếu khí các chất hữu cơ và oxi hoá amon ở phần không bị ngập nước thải. Đường kính đĩa :2 –3 m, chiều dày mỗi đĩa :12 – 20mm, khoảng cách giữa 2 đĩa :20mm, thời gian lưu : 4 – 5h. Kỹ thuật bùn hoạt tính : Nguyên tắc xử lý nước thải là chuyển hoá chất ô nhiêm hữu cơ đang hoà tan trong nước thải vào sinh khối vi sinh có thể tách ra khỏi nước được. Khởi đầu từ một con vi sinh vật sinh trưởng do hấp thụ và tiêu hoá chất thải hữu cơ sẽ tăng sinh khối và lượng vi sinh mới lại tiếp tục hấp thụ các chất hữu cơ cho đến khi tất cả chất ô nhiễm hữu cơ này đều bị hấp thụ còn lại nước sạch đã khử chất ô nhiễm. Sinh khối cùng chất thải hữu cơ bị hấp thụ sẽ lắng kết xuống thành lớp bùn đáy và được loại bỏ ra bằng các thiết bị chuyên dụng. Có rất nhiều hệ thống khác nhau sử dụng kỹ thuật này như : hệ thống bể aeroten, hệ thống SBR... Hệ thống SBR được chúng tôi lựa chọn cho phần nghiên cứu thực nghiệm trong báo cao tốt nghiệp sau này. Hệ thống SBR : SBR là quy trình một bể đơn giản nhất, bao gồm đưa nước thải vào bể phản ứng và tạo ra các điều kiện cần thiết như môi trường anoxic, anaerobic, hay aerobic để cho vi sinh tăng sinh khối, hấp thụ và tiêu hóa các chất thải hữu cơ trong nước thải. Chất thải hữu cơ từ dạng hoà tan trong nước thải sẽ chuyển vào sinh khối-vi sinh và khi lớp sinh khối vi sinh này lắng kết xuống sẽ còn lại nước trong đã tách chất ô nhiễm. Chu kỳ xử lý trên lại tiếp tục lặp lại cho một mẻ nước thải mới. Do nắm vững vi sinh-động học và kiểm soát được theo thời gian các phản ứng vi sinh đa dạng cần thiết hệ được thiết kế và lập trình điều khiển tự động bằn PLC (Program Logic Control) giúp cho giải pháp xử lý có tính thực tiễn, linh hoạt, vận hành đơn giản hiệu quả, có độ tin cậy cao, có thể điều chỉnh được chuỗi xử lý và giá thành hợp lý. Xu hướng từ nay đến 2010, SBR sẽ phát triển vượt trội hơn các phương pháp cũ như bùn hoạt tính, vi sinh bán cổ điển do tính linh hoạt đáp ứng yêu cầu ngày càng nghiêm ngặt về các chỉ tiêu môi trường trong thực tế, hệ này sẽ phát huy thêm tiềm năng xử lý khi đồng thời cải tiến các thiết bị chuyên dụng đi kèm. Bảng so sánh quy trình xử lý từng mẻ và quy trình xử lý liên tục : Thông số Hệ SBR Hệ bùn hoạt tính dòng chảy liên tục (CFS) Nhận xét Khái niệm Chuỗi thời gian trong cùng một bể Chuỗi thời gian trong các bể khác nhau. Chuỗi thời gian có thể thay đổi được trong hệ thống SBR. CFS không có tính linh hoạt này Lưu lượng đầu vào SBR thông thường theo chu kỳ Liên tục Thải ra Chu kỳ Liên tục Có thể thay đổi chu kỳ gạn lắng trong SBR một cách dễ dàng, hơn thế nữa còn có thể giữ lại nước đầu ra cho đến khi đạt được các yêu cầu xử lý đặc biệt. CFS không có tính linh hoạt đó. Tải trọng chất thải hữu cơ SBR thông thường : chu kỳ Liên tục ứng phó được với những thay đổi về tải trọng chất hữu cơ nạp vào bằng cách thay đổi khoảng thòi gian của các chu kỳ. CFS không linh hoạt ứng phó được Sự sục khí Gián đoạn Liên tục SBR có độ linh động cao : cả việc sục khí và khoản thời gian để sục khí có thể thay đổi được. CFS chỉ có thể thay đổi được tốc độ sục khí. Hỗn hợp bùn lỏng Luôn nằm ngay trong bể phản ứng không cần hoàn lưu Hoàn lưu giữa bể phản ứng và bể lắng lọc Không cần các thiết bị lọc phân lớp cuối cùng và các máy bơm bùn hoàn lưu trong hệ SBR. CFS yêu cầu các trang thiết bị nói trên. Việc tách loại SBR thông thường : lý tưởng Không lý tưởng Nhiều hệ CFS cho thấy không thoả mãn yêu cầu vì thiếu các điều kiện lắng lọc lý tưởng trong các bể phân tách. SBR không gặp trở ngại này. Kiểu nạp dong Nạp vào hệ cô lập hoàn toàn Hệ gần được cô lập hoặc bị xáo trộn Điều kiện nạp thành hệ cô lập trong hệ SBR cho phép giảm cấp vi sinh các chất ô nhiễm hữu cơ một cách nhanh chóng (thời gian phản ứng ngắn). CFS : yêu cầu thời gian phản ứng dài hơn. Cân bằng Sẵn có trong nội tại Không có SBR là một bể lý tưởng nều lưu lượng thải và BOD biến động quá lơn. CFS : có thể thất bại ở đây Độ linh hoạt ứng phó Rất đáng kể Có giới hạn Người vận hành có thể thay đổi tù theo thời gian của các chu kỳ, sự sục khí, cách thức khuấy trộn. CFS : có giới hạn ở đây Kích thước bể phản ứng Có thể rộng hơn CFS vì phải cung cấp đủ chỗ cho cả lớp bùn tạo ra Nói chung là nhỏ hơn SBR Mặc dù kích thước bể phản ứng lớn hơn, SBR có thể gọn nhỏ và yêu cầu ít mặt bằng tổng thể hơn vì không cần đến bể lắng lọc và các mày bơm bùn hoàn lưu Vận hành quy trình Tương đối dễ vận hành, đạt hiệu quả do dùng kỹ thuật vi xử lý Tương tự SBR SBR lý tưởng cho các nhà máy nhỏ. CFS áp dụng không thực tế cho các nhà máy nhỏ với các đột biến về lưu lượng thải Thiết bị ít dùng thiết bị cơ học hơn nên dễ vận hành hơn Khá nhiều thiết bị cơ học nên dễ đưa đến một số khó khăn khi vận hành Chất lượng nước sau xử lý Rất tôt trong mọi trường hợp Tốt trong mọi trường hợp Đ