Đồ án Tính toán thiết kế trạm xử lý nước thải cho xưởng sản xuất gia công, đóng gói thuốc bảo vệ thực vật công ty TNHH thương mại sản xuất thôn trang huyện Đức Hòa, tỉnh Long An, công suất 100m3/ngày đêm

à áp dụng các quá trình oxi hoá nâng cao hiện nay : Nhờ những ưu thế nổi bật trong việc loại bỏ chất ô nhiễm hữu cơ, đặc biệt những vi chất ô nhiễm hữu cơ khó phân huỷ (POP), trong việc khử trùng an toàn và triệt để, công nghệ cao dựa trên các quá trình oxi hoá nâng cao dựa trên gốc tự do *OH được xem như chìa khoá vàng để giải bài toán đầy thách thức của thế kỷ cho ngành xử lý nước và nước thải hiện nay. Đó là lý do tại sao các quá trình AOP còn được gọi là các quá trình xử lý nước của thế kỷ 21. Ngày nay, phương pháp oxi hoá tiên tiến được ứng dụng rộng rãi tại các nước phát triển. Trong các nhà máy sản xuất nước sinh hoạt từ nước mặt hoặc nước ngầm, phương pháp oxi hoá tiên tiến được dùng để phân huỷ các hợp chất hữ u cơ vi ô nhiễm như PAH, các hợp chất của phenol, PCB’s, thuốc trừ sâu,…để đạt đến giới hạn cho phép. Trong các ngành công nghiệp dệt nhuộm, thực phẩm, hoá chất, … Các phương pháp này được dùng để xử lý chất thải độc hại, khó phân huỷ. Kết quả đạt được từ những ứng dụng này có thể nói là những thành tựu đáng ngạc nhiên của ngành khoa học môi trường. Dưới đây là một vài ví dụ dẫn chứng: Tại các quốc gia Châu Au, các công nghệ xử lý nước nhiễm độc chất, thuốc trừ sâu,…theo phương pháp O3/H2O2 được đưa vào sử dụng trong hơn 90 nhà máy. Ở Tây Ban Nha, hai hệ thống xử lý nước thải chứa các hoá chất độc hại như phenol, polyclorophenol, thuốc diệt cỏ 2,4 – D, dicloroaxetic axit, benzofuran,…đã được lắp đặt, Hai hệ thống này hoạt động theo phương pháp xúc tác quang hoá, sử dụng TiO2 và năng lượng mặt trời. Mỗi hệ thống gồm nhiều modul lắp nối thành serie có gắn các collector hình parabol, mỗi modul có diện tích 32 m2, công suất xử lý đạt 0.5 – 3 m3/h. Nhà máy xử lý nước theo phương pháp oxi hoá tiên tiến có quy mô lớn nhất hiện nay (30 MGD) đã được xây dựng ở Pháp để loại các hp chất bảo vệ thực vật khỏi nước sông Seine nhằm đạt mục tiêu chuẩn nước uống. Theo thống kê, đến năm1994, tại Mỹ đã có hơn 200 nhà máy lắp đạt công nghệ xử lý nước theo phương pháp oxi hoá tiên tiến. Chẳng hạn, quy trình Peroxoe với quy mô 3 MGD dùng để loại trừ tricloroetylen (TCE) và tetracloroetylen (PCE) đã được lắp đặt tại thành phố Los Angeles. Hoặc quy trình O3/UV đã được triển khai ở thành phố South Gate, bang California. Nhiều công nghệ xử lý nước theo phương pháp oxi hoá tiên tiến cũng được lắp đặt ở Đài Loan, Nhật Bản. Tuy nhiên, cũng như nhiều phương phap khác, phương pháp oxi hoá tiên tiến chưa phải là hoàn hảo. Nhược điểm lớn nhất của chúng là đắt tiền và đòi hỏi kỹ thuật cao. Ngoài ra, phản ứng giữa gốc HO* và các chất hữu cơ không có tính chọn lọc nên sản phẩm phụ được sinh ra trong quá trình xử lý khó kiểm soát. Do đó, cần phải có sự nghiên cứu cụ thể trên từng đối tượng trước khi đưa vào ứng dụng thực tế. Bảng 2.6: Một số chất ô nhiễm trong nước và nước thải có thể xử lý bằng các quá trình oxi hoá nâng cao Tên chất ô nhiễm Tên chất ô nhiễm Các amino axit Các thuốc kháng sinh Asen Crom Coliform Các sản phẩm phụ khi khử trùng bằng clo Nước thải chưng cất cồn, rượu Nước thải sản xuất sợi thuỷ tinh Nước thải bệnh viện Hoá chất bảo vệ thực vật Nước thải sản xuất giấy Craft Các chất hữu cơ thiên nhiên Nước thải khai thác dầu thô Nước thải sản xuất dầu oliu Nước thải chứa phenol Nước thải ngành in Trinitrotoluen (TNT) MTBE Nước thải thuộc da Bùn cống rãnh đô thị Nước thải sản xuất thuốc bảo vệ thực vật Các chất hữu cơ bay hơi (VOC) Nước thải sản xuất bột giấy Cryptosporidium Các có màu vàng vàa mùi vị khó chịu Nước thải chế biến cao su Nước thải sản xuất hoá chất đặc biệt Các chất mùn và humic Nước thải mạ niken Xyanua Escherichia coli Nhựa phenolic Nước thải ngành nhuộm Các chất hữu cơ bền vững (POP) 2.3.7.6 Quá trình Fenton 2.3.7.6.1 Giới thiệu chung về quá trình Fenton Năm 1984 trong tạp chí Hội hoá học Mỹ đã công bố công trình nghiên cứu của tác giả J. H. Fenton, trong đó ông quan sát thấy phản ứng oxi hoá axit malic bằng hydrogen peroxit đã được gia tăng mạnh khi có mặt các ion sắt. Sau đó, tổ hợp H2O2 và muối Fe2+ được sử dụng lam tác nhân oxi hoá rất hiệu quả cho nhiều đối tượng rộng rãi các chất hữu cơ và được mang tên là “tác nhân Fenton” (Fenton Reagent). Khoảng bốn mươi năm sau, Haber và Weiss cho rằng gốc hydroxyl chính là chất oxi hoá trong những hệ như vậy. Vào những năm 1940, Merz và Waters công bố hàng loạt công trình trong đó đã sử dụng sơ đồ phản ứng của Haber-Weiss cho thấy các quan hệ tỷ thức có thể sử dụng để xác định khả năng chấp nhận tương đối của các hợp chất khác nhau với gốc hydroxyl và sự biến đổi của các gốc trung gian tạo ra sau đó. Những năm về sau, hệ xúc tác Fenton được nghiên cứu rất mạnh và được phát triển rộng hơn bằng những công trình của Walling, C. (1975), Barb, W.G.et al. (1951.b) và De Laat, J. et al (1999) không những ở dạng tác nhân Fenton cổ điển (H2O2/Fe2+) mà còn sử dụng những kim loại chuyển tiếp và phức chất của chúng như Fe(II), Fe(III), Cu(I), Cu(II) và Ti(III) tác dụng với H2O2 để tạo ra gốc *OH, được gọi chung là các tác nhân kiểu như Fenton (Fenton-like Reagent) Mặc dù tác nhân Fenton đãđược biết hàng thế kỷ nay và thực tế đã chứng minh là một tác nhân oxi hoá rất mạnh do sự hình thành gốc hydroxyl *OH trong quá trình phản ứng, những cơ chế của phản ứng Fenton cho đến nay vẫn còn đang tranh cãi, thậm chí có ý kiến trái ngược phản bác. Chẳng hạn, trong khi tuyệ đại đa số nhà nghiên cứu thừa nhận sự hình thành gốc hydroxyl *OH là nguyên nhân của khả năng oxi hoá cao của tác nhân Fenton, nhưng vẫn có ý kiến nghi ngờ về sự hình thành gốc hydroxyl đó [Bossmann, S.H. et al, 1998; Kremer, M.L. 1999] Quá trình Fenton dạng cổ điển nói chung có hiệu quả cao trong khoảng pH 2 – 4, cao nhất ở pH khoảng 2,8. Do đó, trong điều kiện xử lý nước thường gặp (pH 5 – 9), quá trình xảy ra không có hiệu quả. Nguyên nhân vì bấy giờ ion Fe2+ có xu hướng tạo thành kết tủa feric oxyhydroxit hoạt tính rất thấp. Tuy nhiên, nếu thêm vào hệ một số phối tử (ligand) hữu cơ nào đó có thể tạo thành phức chất Fe(III) hữu cơ thì quá trình có thể xảy ra ở pH cao hơn. Lý do vì phức Fe(III) với các phối tử hữu cơ có thể tao được trong nước nên hạn chế sự mất mát ion Fe bị kết tủa dưới dạng oxyhydroxit. Hơn nữa, phức Fe(III) hữu cơ rất hoạt động khi có ánh sáng và rất dễ tạo thành Fe(II) nên giúp cho quá trình Fenton đạt hiệu quả cao. Đó chính là bản chất của quá trình photo Fenton. Điều này có ý nghĩa quan trọng khi áp dụng quá trình Fenton vào thực tế do tránh được môi trường pH thấp. Tuy nhiên vẫn không tránh khõi vấn đề phải tách các ion sắt ra sau khi xử lý. Những nghiên cứu vế quá trình Fenton dị thể xảy ra trên các chất xúc tác sắt rắn như Goethite (a-FeOOH) đã giải quyết vấn đề này, đồng thời có thể tiến hành quá trình Fenton ngay ở pH trung tính. Quá trình Fenton có ưu việt ở chỗ các tác nhân H2O2 và muối sắt tương đối rẻ và có sẵn, đồng thời không độc hại, dễ vận chuyển, dễ sử dụng trong khi đó hiệu quả oxi hoá được nâng cao hơn rất nhiều so với H2O2 sử dụng một mình. Ap dụng quá trình Fenton để xử lý nước và nước thải có thể dẫn đến khoáng hoá hoàn toàn các chất hữu cơ thành CO2, H2O và các ion vô cơ. Tuy nhiên, trong điều kiện đó phải sử dụng rất nhiều hoá chất làm cho chi phí xử lý cao. Do vậy, trong nhiều trường hợp chỉ nên áp dụng quá trình Fenton để phân huỷ từng phần, chuyển các chất hữu cơ không thể hoặc khó phân huỷ sinh học thành các chất mới có khả năng phân huỷ sinh học nhằm có thể áp dụng thuận lợi quá trình xử lý sinh học tiếp sau. 2.3.7.6.2 Cơ chế tạo thành gốc hydroxyl *OH và động học các phản ứng Fenton. Phản ứng giữa H2O2 và chất xúc tác ion Fe2+ Hệ tác nhân Fenton cổ điển là một hỗn hợp gồm các ion sắt hoá trị 2 (thông thường dùng muối FeSO4) và hydrogen peroxit H2O2, chúng tác dụng với nhau sinh ra các gốc tự do hydroxyl *OH, còn ion Fe2+ bị oxi hoá thành ion Fe3+ Fe2+ + H2O2 à Fe3+ + *OH + OH- (1) Phản ứng này được gọi là phản ứng Fenton vì Fenton là người đầu tiên đã mô tả quá trình này năm 1984. Ngày nay phản ứng Haber-Weiss được biết đến chính là một thí dụ đặc biệt của phản ứng Fenton Những phản ứng có thể xảy ra trong quá trình Fenton và hằng số tốc độ các phản ứng đã được nhiều tác giả xác định như sau (bảng 2.7): Bảng 2.7: Các phản ứng chủ yếu trong quá trình Fenton Phản ứng Phương trình phản ứng Hằng số tốc độ phản ứng, k l.mol-1.s-1 Theo tác giả 1 Fe2+ + H2O2 à Fe3++ *OH + OH- 63 Gallard, 1998 2 Fe3+ + H2O2 à Fe2+ + H+ + *HO2 £ 3x10-3 Pignatello, 1992 3 *HO + Fe2+ à OH- + Fe3+ 3x108 Dorfman, 1973 4 *HO + H2O2 à H2O + *HO2 1,2x107 Butxon, 1988 5 Fe2+ + *HO2 à Fe3+ + HO2- 1,2x106 Rush, 1985 6 Fe3+ + *HO2- à Fe2+ + O2 + H+ 2,0x103 Rush, 1985 Những phản ứng trên chứng tỏ tác dụng của sắt đóng vai trò là chất xúc tác. Quá trình khử Fe3+ thành Fe2+ như mô tả trong phản ứng (2) xảy ra rất chậm, hằng số tốc độ k rất nhỏ so với phản ứng (1), vì vậy sắt tồn tại sau phản ứng chỉ ở dạng Fe3+ Theo Walling, C. (1975) gốc tự do hydroxyl *OH sinh ra có khả năng phản ứng với Fe2+ và H2O2, nhưng quan trọng nhất là có khả năng phản ứng với nhiều chất hữu cơ (RH) tạo thành các gốc hữu cơ có khả năng phản ứng cao, từ đó sẽ phát triển tiếp tục kiểu dây chuỗi: *HO + Fe2+ à OH- + Fe3+ (3) *HO + H2O2 à H2O + *HO2 (4) *HO + RH à *R + H2O (7) Các gốc *R có thể oxi hoá Fe2+ theo phương trình (8), khử Fe3+ theo phương trình (9) hoặc dimer hoá theo phương trình (10) *R + Fe2+ à Fe3+ + RH (8) *R + Fe3+ à Fe2+ + “sản phẩm” (9) *R + *R à “sản phẩm” (dimer) (10) Gốc *HO2 có thể tác dụng trở lại với Fe2+ và Fe3+ theo kiểu như sau *HO2 + Fe2+ à HO2- + Fe3+ (5) *HO2 + Fe3+ à H+ + O2 + Fe2+ (6) Tuy nhiên, như đã nói ở trên, cơ chế các phản ứng Fenton, đặc biệt sự tạo thành các sản phẩm trung gian cũng như sự hình thành gốc hydroxyl *OH vẫn còn nhiều tranh cãi. Theo Bossman et al. (1998), kremer (1999), các sản phẩm trung gian có thể là phức chất Fe(II). H2O2 hydrat hoá và ion feryl Fe(IV)O2+ vì thuận lợi hơn về mặt nhiệt động. Theo Kremer (1999), cơ chế phản ứng Fenton được đề nghị như sau: Fe2+ + O2 + H2O + H2O2 Fe2+ + H2O2 [Fe2+ - H2O2] FeO2+ +Fe2+ - Fe3+ + Fe3+ 2Fe3+ + 2OH- {FeOFe]5+ Fe2++ Fe3+ + O2 + H2O2 + H2O2 Cô cheá phaûn öùng theo ñeà nghò cuûa Kremer (1999) Theo Kremer (1999), ion FeO2+ đóng vai trò như tác nhân oxi hoá (chứ không phải gốc hydroxyl) và có thể phản ứng (theo cơ chế không do gốc tự do) với các tác nhân khử loại HA hoặc H2A theo cách sau: FeO2+ + HA à A + Fe3+ + OH- (11) FeO2+ + H2A à A + Fe2+ + H2O (12) Kremer (1999) cũng cho rằng chất trung gian [FeII.H2O2] có thể tham gia trực tiếp vào quá trình oxi hoá. Ý kiến trên đây cho thấy cơ chế chính xác của quá trình Fenton vẫn đang hồ nghi, chưa được thuyết phục đối với một số nhà khoa học. Tuy vậy, tuyệt đại đa số đều nhất trí cao với cơ chế phản ứng Fenton xảy ra theo các phưong trình nêu ra trong bảng 15 và thừa nhận vai trò của gốc hygroxyl tạo ra trong phản ứng Fenton. Phản ứng giữa H2O2 và chất xúc tác ion Fe3+ Phản ứng (2) xảy ra xem như phản ứng phân huỷ H2O2 bằng chất xúc tác Fe3+ và tạo ra Fe2+ để sau đó tiếp tục xảy ra theo phản ứng (1) hình thành gốc tự do hydroxyl *OH theo phản ứng Fenton. Tuy nhiên, tốc độ ban đầu của phản ứng oxi hoá bằng tác nhân H2O2/Fe3+ chậm hơn rất nhiều so với tác nhân Fenton H2O2/Fe2+. Nguyên nhân vì trong trường hợp này Fe3+ phải được khử thành Fe2+ trước khi gốc hydroxyl hình thành. Phản ứng Fenton với chất xúc tác Fe3+ còn có thể xảy ra theo kiểu như sau: Fe3+ + H2O2 - H+ Fe-O2H2+ ßà Fe2+ + *HO2 (13) Fe3+ + *HO2 à Fe2+ + H+ + O2 (6) Với nguồn Fe2+ sinh ra này, quá trình sẽ xảy ra tiếp tục với H2O2 theo phản ứng Fenton (1) và tạo ra gốc hydroxyl *OH. Khi nghiên cứu cơ chế phản ứng của hệ H2O2/Fe3+ trong môi trường pH axit, Gallard, H et al. (1998) và De Laat J.et al (1999) cho rằng các sản phẩm trung gian ủa hệ này là hai phức chất Fe(III) hydroperoxit có dạng (i) FeIII(HO2)2+ và dạng (ii) FeIII(OH)(HO2)2+, có thể xảy ra theo sơ đồ phản ứng sau: Fe3+ + H2O2 à FeIII(HO2)2+ + H+ (k = 3,1x10-3) (13) FeOH2+ + H2O2 à FeIII(OH)(HO2)2+ + H+ (k = 2x10-4) (14) Sự tạo thành các phức chất Fe(III) hydroperoxit xảy ra rất nhanh và cân bằng đạt được chỉ sau vài giây sau khi trộn Fe(III) và dung dịch H2O2. Một khi các phức chất trên hình thành sẽ xảy ra quá trình phân huỷ để tạo ra Fe2+ và HO2-: FeIII(HO2)2+ à Fe2+ + HO2- (15) FeIII(OH)(HO2)2+ à Fe2+ + HO2- + OH- (16) Trên cơ sở Fe2+ vừa sinh ra, phản ứng được tiếp tục xảy ra với H2O2 theo cơ chế Fenton cổ điển nói trên. Do đó về tổng thể, quá trình Fenton được xem như không phụ thuộc gì vào trạng thái hoá trị hai hay ba của ion sắt 2.3.7.6.3 Những nhân tố ảnh hưởng Anh hưởng độ pH Trong phản ứng Fenton, độ pH ảnh hưởng rất lớn đến độ phân huỷ và nồng độ Fe2+, từ đó ảnh hưởng rất lớn đến tốc độ phản ứng và hiệu quả phân huỷ các chất hữu cơ. Khi các ion Fe(II) và Fe(III) ở trạng thái hoà tan nhưng không tạo phức với các phối tử hữu cơ, chúng có thể tồn tại dưới dạng các phần tử bị thuỷ phân hoặc tạo phức với các phối tử vô cơ khác tuỳ theo độ pH của dung dịch., nồng độ các ion sắt và các phối tử vô cơ. Đối với dung dịch có pH từ 2 –7 và trong dung dịch không có các phối tử vô cơ mạnh, các phần tử Fe(II) sẽ là Fe2+(aq) . Ở pH thấp hơn 3, đối với trường hợp ion Fe(III), chúng sẽ nằm dưới dạng Fe3+(aq) , khi pH đến sát 3, sẽ nằm dưới dạng Fe(OH)2+(aq) và khi nằm giữa 3 và 7, chúng sẽ nằm dưới dạng Fe(OH)+2(aq) . Vì vậy, trong môi trường axit sẽ rất thuận lợi cho quá trình tạo gốc hydroxyl tự do *OH theo phản ứng (1), trong khi môi trường ở pH cao, quá trình kết tủa Fe3+ sẽ xảy ra nhanh hơn quá trình khử của phản ứng (2), làm giảm nguồn tạo ra Fe2+, trở thành yếu tố hạn chế tốc độ phản ứng. Nói chung, phản ứng Fenton xảy ra thuận lợi khi pH từ 3 – 5, đạt được tốc độ cao nhất khi pH nằm trong khoảng hẹp trên dưới 3. Anh hưởng của tỷ lệ Fe2+ : H2O2 và loại ion Fe (Fe2+ hay Fe3+) Tốc độ phản ứng tăng khi tăng nồng độ H2O2, đồng thời nồng độ H2O2 lại phụ thuộc vào nồng độ chất ô nhiễm cần xử lý, đặc trưng bằng tải lượng COD. Theo kinh nghiệm, tỷ lệ mol/mol H2O2 : COD thường 0,5-1 : 1 Mặt khác, thep phương trình (1) cho thấy tỷ thức phân tử của ion Fe2+ và H2O2 bằng 1, tức tỷ lệ mol/mol của Fe2+ : H2O2 là 1:1. Tuy vậy, trong thực tế không theo đúng tỷ thức trên. Ion Fe2+ và H2O2 không chỉ tác dụng để tạo ra gốc hydroxyl theo phản ứng (1) mà còn xảy ra các phản ứng (3) và (4), kết quả làm tiêu hao gốc hydroxyl vừa tạo ra. Do vậy, nồng độ H2O2 và tỷ lệ Fe2+ : H2O2 có ảnh hưởng đến sự tạo thành và sự mất mát gốc hydroxyl theo các phương trình nói trên, vì thế có tồn tại một tỷ lệ Fe2+ : H2O2 tối ưu khi sử dụng. Tỷ lệ tối ưu này nằm trong khoảng rộng 0,3-1 : 10 mol/mol tuỳ theo đối tượng chất cần xử lý và do đó cần phải xác định bằng thực nghiệm khi áp dụng vào từng đối tượng cụ thể. Như đã phân tích ở trên, việc sử dụng ion Fe2+ hay Fe3+ không ảnh hưởng gì đến tác dụng xúc tác cho phản ứng Fenton. Tuy nhiên, khi sử dụng H2O2 với liều lượng thấp (< 10-15 mg/l H2O2), nên sử dụng Fe2+ sẽ tốt hơn. Anh hưởng các anion vô cơ Một số anion vô cơ thường có trong nước ngầm và nước thải cũng có thể làm giảm hiệu quả của quá trình Fenton, đặc biệt trong nưới thải dệt nhuộm vì trong quá trình nhuộm sử dụng rất nhiều hoá chất trợ (auxiliary chemicals) có nguồn gốc vô cơ. Những anion vô cơ thường gặp nhất là những ion cacbonat (CO32-), bicacbonat (HCO3-), ion clo (Cl-), những ion on này sẽ tóm bắt các gốc hydroxyl *OH làm hao tồn số lượng gốc hydroxyl, giảm mất khả năng tiến hành phản ứng oxi hoá hoặc cũng có thể tạo thành những phức chất không hoạt động với Fe(III) như các gốc sunfat (SO42-), nitrat (NO3-), photphat (H2PO4-) cũng làm cho hiệu quả của quá trình Fenton giảm đi. Những chất tóm bắt các gốc hydroxyl *OH được gọi chung là những chất tìm diệt gốc hydroxyl (hydroxyl scavengers). Những phản ứng săn lùng gốc hydroxyl của một số anion đặc trưng như sau: *OH + CO32- à *CO3 + HO- (k = 4,2x108 M-1s-1) (17) *OH + HCO3- à *HCO3 + HO- (k = 1,5x107 M-1s-1) (18) *OH + Cl- à *ClOH- (k = 4,3x109 M-1s-1) (19) Qua số liệu trên cho thấy, hằng số tốc độ phản ứng giữa *OH và ion cacbonat lớn hơn nhiều so với ion bicacbonat, vì vậy khi tăng pH, cân bằng của bicacbonat-cacbonat sẽ chuyển dịch theo hướng tạo thành cacbonat sẽ gây bất lợi cho phản ứng oxi hoá nâng cao. Trong khi đó, cacbonic axit lại không có tác dụng tóm bắt các gốc hydroxyl, vì vậy trong trường hợp nếu độ kiềm cao, bằng cách chỉnh pH sang môi trường axit để chuyển cân bằng cacbonat-bicacbonat từ cacbonat (chất tìm diệt gốc hydroxyl) dang cacbonic axit (không phải chất tìm diệt gốc hydroxyl), sẽ có thể loại bỏ tác dụng kìm hãm tốc độ phản ứng của các ion cacbonat và bicacbonat. Nói chung, các ion clorua, cacnonat và bicacbonat thường có ảnh hưởng kìm hãm tốc độ phản ứng nhiều nhất, trong khi đó các ion sulfat, phosphat hay nitrat có ảnh hưởng ở mức độ thấp hơn. XỬ LÝ NƯỚC THẢI BẰNG PHƯƠNG PHÁP SINH HỌC: Phương pháp xử lý sinh học dựa trên nguyên tắc hoạt động của vi sinh vật để phân hủy các chất hữu cơ nhiễm bẫn nước. Do vậy, điều kiện đầu tiên và vô cùng quan trọng là nước thải phải là môi trường sống của xi sinh vật phân hủy các chất hữu cơ có trong nước thải. Các phương pháp sinh học xử lý nước thải Kị khí (anaerobic) Thiếu khí (anoxic) Hiếu khí (aerobic) Bùn họat tính Khử nitrat Đĩa quay sinh học Màng lọc sinh học Ao, hồ ổn định nước thải Bể lọc kị khí UASB Bể kị khí Hình 2.9 Các phương pháp sinh học xử lý nước thải Ao hồ sinh học: Xử lý nước thải trong các ao hồ ổn định là phương pháp xử lí nước đơn giản nhất. Phương pháp này không yêu cầu kĩ thuật cao, vốn đầu tư ít, chi phí hoạt động rẽ tiền, quản lý đơn giản và hiệu quả cũng khá cao. Quá trình xử lí theo phương pháp ao hồ sinh học khá đơn giản và được tóm tắt như sau: Nước thải Loại bỏ cát, sỏi Các ao, hồ ổn định Nước đã xử lý Cơ sở khoa học của phương pháp là dựa vào khả năng tự làm sạch của nước, chủ yếu là vi sinh vật và các thủy sinh vật, các chất nhiễm bẩn bị phân hủy thành các chất khí và nước. Như vậy, quá trình tự làm sạch không phải đơn thuần nhất là quá trình hiếu khí, mà còn có quá trình tùy tiện và kị khí. Hình 2.10 Ao hồ sinh học Ao hồ hiếu khí. Ao hồ hiếu khí là loại ao nông 0,3 – 0,5 m có quá trình oxi hóa các chất bẩn hữu cơ chủ yếu nhờ vào các vi sinh vật hiếu khí. Loại ao hồ này có hồ làm thoáng tự nhiên và hồ làm thoáng nhân tạo. Hồ hiếu khí tự nhiên: oxi từ không khí dễ dàng khuếch tán vào lớp nước phía trên và ánh sáng Mặt Trời chiếu rọi, làm cho tảo phát triển, tiến hành quang hợp thải oxi. Để đảm bảo ánh sáng qua nước, chiều sâu của hồ phải nhỏ, thường là 30 – 40 cm. Do vậy diện tích của hồ càng lớn càng tốt. Tải trọng của hồ (BOD) khỏang 250 – 300 kg/ha.ngày. Thời gian lưu nước từ 3- 12 ngày. Do ao nông, diện tích lớn đảm bảo điều kiện hiếu khí cho toàn bộ nước trong ao. Nước lưu trong ao tương đối dài, hiệu quả làm sạch có thể tới 80- 95% BOD, màu nước có thể chuyển dần sang màu xanh của tảo. Hồ sục khuấy: nguồn cung cấp oxi cho vi sinh vật hiếu khí trong nước hoạt động là các thiết bị khuấy cơ học hoặc khí nén. Nhờ vậy, mức độ hiếu khí trong hồ sẽ mạnh hơn, điều độ và độ sâu của hồ cũng lớn hơn. Tải trọng BOD của hồ khoảng 400kg/ha.ngày. Thời gian lưu nước trong hồ khoảng 1- 3 ngày có khi dài hơn. Hình 2.11 Hồ hiếu khí tùy tiện Ao hồ kị khí. Ao hồ kị khí là loại ao sâu, ít có hoặc không có điều kiện hiếu khí. Các vi sinh vật hoạt động sống không cần oxi không khí. Chúng sử dụng oxi ở dạng các hợp chất như nitrat, sulfat… để oxi hóa các chất hữu cơ thành các axit hữu cơ, các loại rượu và khí CH4, H2S, CO2 … và nước. Ao hồ kị khí thường dùng để lắng và phân hủy cặn lắng ở vùng đáy. Loại ao hồ này có thể tiếp nhận loại nước thải có độ nhiễm bẩn lớn, tải trọng BOD cao và không cần vai trò quang hợp của tảo. Nước thải lưu ở hồ kị khí thường sinh ra mùi hôi thối khó chịu. Ao hồ hiếu- kị khí. Loại ao hồ này rất phổ biến trong thực tế. Đó là loại kết hợp hai quá trình song song: phân hủy hiếu khí các chất hữu cơ hòa tan có ở trong nước và phân hủy kị khí cặn lắng ở vùng đáy. Đặc điểm của ao hồ này gồm có 3 vùng xét theo chiều sâu: lớp trên là vùng hiếu khí, vùng giữa là vùng kị kí tùy tiện và vùng phía đáy sâu là vùng kị khí. Cánh đồng tưới và bãi lọc. Việc xử lý nước thải bằng cánh đồng tưới và bãi lọc dựa trên khả năng giữ các cặn nước ở trên mặt đất, nước thấm qua đất như đi qua lọc, nhờ có oxi trong các lỗ hổng và mao quản của lớp đất mặt, các vi sinh vật hiếu khí hoạt động phân hủy các chất hữu cơ nhiễm bẩn. Càng sâu xuống lượng oxi càng ít và quá trình oxi hóa các chất hữu cơ càng giảm xuống dần. Cuối cùng đến độ sâu ở đó chỉ diễn ra quá trình khử nitrat. Đã xác định được quá trình oxi hóa nước thải chỉ xảy ra ở lớp đất mặt sâu tới 1,5m.Vì vậy các cánh đồng tưới và bãi lọc thường được xây dựng ở những nơi có mực nước nguồn thấp hợn 1,5m so với mặt đất. Quá trình xử lý bằng bùn hoạt tính với vật liệu tiếp xúc (Attached growth processes). Quá trình xử lý sinh học hiếu khí Attached Growth (AG) được sử dụng để loại bỏ chất hữu cơ trong nước thải. Quá trình AG bao gồm: lọc sinh học, lọc thô, RBC (Rotating biological contactor), AGWSP (Attached growth Waste Stabilization Pond), bể phản ứng nitrate hoá fixed-bed,… Đây là một dạng hồ sinh học kết hợp với bể lọc sinh học. Những vật liệu tiếp xúc được bố trí dọc theo chiều dài hồ tạo điều kiện cho vi khuẩn sinh trưởng trên bề mặt. Ơ tải trọng cao, sục khí có thể được tiến hành một phần hoặc trên toàn bộ thể tích bể. Thời gian lưu nước thay đổi 4 giờ -3 ngày. Giá thể sinh vật dính bám là các sợi nhựa tổng hợp khá cứng được quấn xung quanh một lõi thép tráng kẽm. Kích thước loại nhựa tổng hợp tính từ lõi kẽm dài khoảng 50-70mm. Mỗi lõi kẽm được quấn tròn có đường kính 80-100 mm. Hệ thống phân phối khí là các đá bọt hoặc các đường ống nhựa dẫn khí. Cột sinh học chứa đầy vật liệu bám dính là giá thể cho vi sinh vật sống bám. Nước thải được phân bố đều trên bề mặt lớp vật liệu bằng hệ thống khuấy hoặc vòi phun. Quần thể sinh vật sống bám trên giá thể tạo nên màng nhầy sinh học có khả năng hấp phụ và phân hủy chất hữu cơ trong nước thải. Quần thể vi sinh vật này có thể là vi sinh vật hiếu khí, nấm, tảo và động vật nguyên sinh. Ngoài ra còn có giun, ấu trùng, côn trùng. Phần bên ngoài lớp màng nhầy (khoảng 0.1- 0.2mm) là loài vi sinh hiếu khí. Khi vi sinh vật phát triển, chiều dày ngày càng tăng. Vi sinh vật lớp ngoài tiêu thụ hết lượng oxy khuếch tán trước khi oxy thẩm thấu vào bên trong. Vì vậy gần sát bề mặt giá thể, môi trường kỵ khí hình thành. Khi lớp màng dày, chất hữu cơ bị phân hủy ở lớp ngoài, vi sinh sống gần bề mặt giá thể thiếu nguồn thức ăn và mất đi khả năng dính bám. Màng vi sinh tách khỏi giá thể nhiều hay ít tuỳ thuộc vào tải trọng hữu cơ và tải trọng thuỷ lực. Tải trọng hữu cơ ảnh hưởng đến tốc độ trao đổi chất trong màng nhầy. Tải trọng thuỷ lực ảnh hưởng đến rửa trôi màng. Phương pháp này có thể sử dụng trong điều kiện hiếu khí hoặc trong điều kiện yếm khí. Bùn hoạt tính: Nguyên lý chung của quá trình bùn hoạt tính là oxy hoá sinh hoá hiếu khí với sự tham gia của bùn hoạt tính. Trong bể Aeroten diễn ra quá trình oxy hoá sinh hoá các chất hữu cơ trong nước thải. Vai trò ở đây là những vi sinh vật hiếu khí, chúng tạo thành bùn hoạt tính. Bùn hoạt tính và nước thải tiếp xúc với nhau được tốt và liên tục, người ta khuấy trộn bằng máy khí nén hoặc các thiết bị cơ giới khác. Để các vi sinh vật khoáng hoá sống và hoạt động bình thường phải thuờng xuyên cung cấp oxy vào bể. Oxy sẽ được sử dụng trong các quá trình sinh hoá. Sự khuếch tán tự nhiên qua mặt thoáng của nước trong bể không bảo đảm đủ lượng oxy cần thiết, vì vậy phải bổ sung lượng không khí thiếu hụt bằng phương pháp nhân tạo: thổi khí nén vào hoặc tăng diện tích mặt thoáng. Trong thực tế người ta thường thổi không khí nén vào bể vì như vậy sẽ đồng thời giải quyết tốt hai nhiệm vụ; vừa khuấy trộn bùn hoạt tính với nước thải vừa bảo đảm chế độ oxy cần thiết trong bể. Bùn hoạt tính là tập hợp những vi sinh vật khoáng hoá có khả năng hấp thụ và oxy hoá các chất hữu cơ có trong nước thải với sự có mặt của oxy. Để bùn hoạt tính và nước thải tiếp xúc với nhau được tốt và liên tục, chúng có thể được khuấy trộn bằng khí nén hoặc các thiết bị cơ giới khác. Các chất hữu cơ hoà tan, các chất keo phân tán nhỏ sẽ được chuyển hoá và hấp phụ vào keo tụ sinh học trên bề mặt các tế bào vi sinh vật. Tiếp đó trong quá trình trao đổi chất, dưới tác dụng của nnhững men nội bào, các chất hữu cơ sẽ bị phân huỷ. Quá trình xử lý này gồm 3 giai đoạn: Giai đoạn khuếch tán và chuyển chất từ dịch thể tới bề mặt các tế bào vi sinh vật. Hấp phụ: khuếch tán và hấp thụ các chất bẩn từ bề mặt ngoài các tế bào qua màng bán thấm. Quá trình chuyển hoá các chất đã được khuếch tán và hấp phụ ở trong tế bào sinh vật sinh ra năng lượng và tổng hợp các chất mới của tế bào. Hình 2.12 Bể Arotank Bể lọc sinh học (biofilter): Bể lọc sinh học là công trình trong đó nước thải được lọc qua lớp vật liệu có kích thước hạt lớn. Bề mặt các hạt vật liệu đó được