Luận văn Nghiên cứu xử lý nước ép rác tại trạm trung chuyển

cơ trong nước thải không quá 10 g/l. SS vào không quá 100 mg/l khi dùng bể lọc sinh học và 150 mg/l khi dùng aerotank. Một số nghiên cứu ứng dụng bùn hoạt tính xử lý nước rác Đối với nước rỉ rácnước rác rác mới thì hiệu quả xử lý của quá trình bùn hoạt tính có thể khử 95,2% BOD5; với BOD5 vào 5294 mg/l giảm còn 254mg/l; trên 87% COD được loại bỏ, nồng độ COD vào từ 12359 mg/l giảm còn 1566 mg/l (After Ehrig, 1989). Quá trình bùn hoạt tính có thể khử 90 – 99% BOD5 và COD và loại bỏ 80 – 90% kim loại; ứng với nồng độ MLVSS khoảng 5.000 – 10.000 mg/l; tỉ số F/M khoảng 0,02 – 0,06 ngày-1, thời gian lưu nước từ 1 – 10 ngày, thời gian lưu bùn 15 – 60 ngày và nhu cầu dinh dưỡng BOD5:N:P = 100:3,2:0,5).[12] Nhiều nghiên cứu dùng quá trình sinh học hiếu khí bùn hoạt tính xử lý nước rỉ rácnước rác để xác định các thông số động học đã được thực hiện. Kết quả được tổng kết trong bảng sau: Bảng 2.4 Các thông số động học của quá trình xử lý nước rỉ rácnước rác bằng bùn hoạt tính BOD5 (mg/l) k (mg/l) Ks (mg/l) Y (mg/mg) kd (ngày-1) qc (ngày) Nhiệt độ (0C) Tham khảo 36.000 0,75 200 0,33 0,0025 6,5 23-25 Unoth&Mavinic (1997) 15.800 0,6 175 0,4 0,05 - 22-24 Cook & Foree (1974) 13.640 0,77 20,4 0,39 0,022 3,6 23-25 Zapf-Gilje & Mavinic (1981) 13.640 0,46 14,6 0,5 0,028 - 9 Graham & Mavinic (1981) 8.090 1,16 81,8 0,49 0,009 1,8 22-23 Wrong & Mavinic (1984) 1.000 4,5 99 0,59 0,04 0,42 22-23 Lee (1979) 3.000 - - 0,44 - 1-20 10 Robisnon & Maris (1983) 2.000 0,46 180 0,5 0,1 2-10 25 Gaudy (1986) (Nguồn: [12]) 2.2.2.2 Quá trình xử lý hiếu khí với vi sinh vật sinh trưởng dạng dính bám Quá trình sinh học dính bám là quá trình phát triển của vi sinh vật trên bề mặt các vật liệu rắn trong môi trường hiếu khí hoặc kị khí. Vi sinh vật sẽ tiết ra chất gelatin và chúng có thể di chuyển trong lớp genlatin dính bám này. Đầu tiên, vi khuẩn chỉ hình thành ở một khu vực, sau đó màng vi sinh vật sẽ không ngừng phát triển phủ kín toàn bộ bề mặt vật liệu tiếp xúc. Chất dinh dưỡng (chất hữu cơ, muối khoáng) và oxy có trong nước thải sẽ khuếch tán vào lớp màng biofilm và từ đó quá trình ổn định chất hữu cơ sẽ diễn ra làm giảm nồng độ các chất ô nhiễm có khả năng phân hủy sinh học trong nước rác. Màng sinh học là tập hợp các loài vi sinh vật khác nhau, chủ yếu là các vi khuẩn hiếu khí, ngoài ra còn có các vi sinh vật tuỳ tiện và kị khí. Ở ngoài cùng của lớp màng là lớp hiếu khí, có rất nhiều tế bào của loại trực khuẩn Bacillus. Lớp trung gian là lớp vi khuẩn tuỳ tiện, như Pseudomonas, Alcaligenes, Flavobacterium, Micrococcus và cả Bacillus. Lớp sâu bên trong màng là lớp kị khí gồm các loại vi khuẩn khử lưu huỳnh, khử nitrat. Ngoài ra còn có một quần thể nguyên sinh động vật và một số sinh vật khác bám trên lớp màng. Chúng sử dụng màng sinh học làm thức ăn và tạo thành các lỗ nhỏ trên bề mặt của màng. Lớp màng vi sinh dính bám sau thời gian hoạt động sẽ ngày càng dày thêm, các lớp bên trong do ít tiếp xúc với cơ chất và ít nhận được oxy sẽ chuyển sang phân huỷ kị khí, sản phẩm của biến đổi kị khí là các acid hữu cơ, các alcol… Các chất này chưa kịp khuếch tán ra ngoài đã bị các vi sinh vật khác sử dụng. Kết quả là lớp sinh khối ngoài phát triển liên tục nhưng lớp bên trong lại phân hủy liên tục. Quá trình lọc sinh học được chia làm 3 loại: lọc sinh học hiếu khí dạng ngập nước, lọc sinh học hiếu khí dạng không ngập nước với hệ thống quạt gió cưỡng bức, quá trình lọc nhỏ giọt và đĩa quay sinh học. Bể lọc sinh học ngập nước Bể lọc sinh học chứa đầy vật liệu tiếp xúc, là giá thể cho vi sinh vật sống bám. Vật liệu tiếp xúc thường là đá có đường kính trung bình 25 – 100 mm, hoặc vật liệu nhựa có hình dạng khác nhau có chiều cao từ 4 – 12m. Nước thải được phân bố đều trên mặt lớp vật liệu bằng hệ thống quay hoặc vòi phun, có thể từ dưới lên hoặc từ trên xuống. Quần thể vi sinh vật sống bám trên giá thể tạo nên màng nhầy sinh học có khả năng hấp phụ và phân hủy chất hữu cơ chứa trong nước thải. Quần thể vi sinh vật này có thể bao gồm vi khuẩn hiếu khí, kỵ khí và tùy tiện, nấm, tảo và các động vật nguyên sinh… trong đó vi khuẩn tùy tiện chiếm ưu thế. Tháp lọc sinh học Khác với bể lọc sinh học ngập nước, tháp lọc sinh học được xây dựng với hệ thống quạt gió cưỡng bức từ dưới lên, nước thải được phân phối từ phía trên, chảy qua lớp màng vi sinh bám trên các giá thể và xuống bể thu ở phía dưới. Hệ thống thu nước này có cấu trúc rỗ để tạo điều kiện không khí lưu thông trong bể. Sau khi ra khỏi bể, nước thải vào bể lắng đợt hai để loại bỏ màng vi sinh tách khỏi giá thể. Nước sau xử lý có thể tuần hoàn để pha loãng nước thải đầu vào bể lọc sinh học, đồng thời duy trì độ ẩm cho màng nhầy. Đối vớp tháp lọc sinh học: lượng không khí được cung cấp nhiều nên sinh khối phát triển rất nhanh, thời gian nước thải chảy xuống thường ngắn nên vi sinh vật khó oxy hoá hết lượng hữu cơ có trong nước thải đến mức tối đa, do đó thường phải tuần hoàn lại nước đầu ra hoặc kết hợp với bể aeroten. Tháp lọc sinh học nhỏ giọt Tháp lọc sinh học nhỏ giọt có kết cấu giống như tháp lọc sinh học. Tuy nhiên, vận tốc của nước thải đi qua giá thể nhỏ hơn nhiều, cấu trúc của giá thể cũng được thay đổi sao cho có thể lưu nước được trên giá thể lâu hơn. Trong tháp lọc sinh học nhỏ giọt thường tận dụng khí trời để khuyếch tán oxy vào màng sinh học thay vì dùng quạt gió cưỡng bức. Bể lọc sinh học nhỏ giọt cho phép giảm hàm lượng chất hữu cơ nhiễm bẩn trong nước thải xuống mức thấp nhất. Mặc dù vậy nó ít được sử dụng do chi phí đầu tư ban đầu lớn, chiếm diện tích rộng. Bể lọc sinh học tiếp xúc quay (Rotating Biological Contactor- RBC) RBC bao gồm các đĩa tròn polystyren hoặc polyvinyl chloride đặt gần sát nhau. Đĩa nhúng chìm một phần trong nước thải và quay ở tốc độ chậm. Tương tự như bể lọc sinh học, màng vi sinh hình thành và bám trên bề mặt đĩa. Khi đĩa quay, màng sinh khối trên đĩa tiếp xúc với chất hữu cơ trong nước thải và sau đó tiếp xúc với oxy. Đĩa quay tạo điều kiện chuyển hóa oxy và luôn giữ sinh khối trong điều kiện hiếu khí. Đồng thời, khi đĩa quay tạo nên lực cắt loại bỏ các màng vi sinh không còn khả năng bám dính và giữ chúng ở dạng lơ lửng để đưa sang bể lắng đợt hai. Trục RBC phải tính toán đủ đỡ vật liệu nhựa và lực quay. Chiều dài tối đa của trục thường 8m. Vật liệu nhựa tiếp xúc thường có hình dạng khác nhau tùy thuộc vào nhà chế tạo. Diện tích bề mặt trung bình khoảng 9.300 – 16.700 m2/trục dài 8m. Thể tích bể thích hợp khoảng 5 l/m2 diện tích vật liệu.[9] Lugowski (1989) đã nghiên cứu so sánh hiệu quả của quá trình bùn hoạt tính và bể tiếp xúc sinh học quay trong xử lý nước rác từ các bãi chôn lấp mới. Những kết quả nghiên cứu trên mô hình pilot cho biết hiệu quả khử BOD5 trong RBC đạt 95 – 97%, khử COD hoà tan 80 – 90%. Quá trình bùn hoạt tính có hiệu quả xử lý thấp hơn. Nếu sử dụng kết hợp bể tiếp xúc sinh học quay với các phương pháp hóa lý thì nước sau xử lý đạt tiêu chuẩn thải. Theo nghiên cứu của Fillos (1990), quá trình RBC chỉ hiệu quả khi oxy hóa ammoniac thành nitrat, còn hiệu quả khử BOD là khá thấp. 2.2.3 Quá trình kị khí/thiếu khí (Anaerobic/Anoxic) Quá trình khị khí/thiếu khí (A/A) loại được hơn 70% nitơ có trong nước rácrò rỉ, trong khi đó quá trình bùn hoạt tính thông thường chỉ khử được 20% nitơ. Đồng thời, hiệu quả khử BOD của quá trình kị khí/thiếu khí không giảm mà chỉ cần 50% năng lượng so với xử lý hiếu khí. Khi tỷ lệ BOD5/TKN nhỏ hơn 10, thì nên thêm nguồn cacbon như methanol để quá trình khử nitrat (denitrication) được hiệu quả hơn. Hệ thống A/A khử sắt xuống nồng độ thấp hơn 1mg/l với hiệu quả hơn 99%. Magan cũng được loại bỏ ra khỏi nước thải với hiệu quả hơn 50% khi nồng độ đầu vào từ 4 – 5 mg/l. Kim loại được ựoc oxy hóa trong các quá trình sinh học thành các dạng không tan hoặc kết hợp trong bông bùn vi sinh vật. Tuy nhiên nhiều nghiên cứu cho thấy rằng hiệu quả khử sắt trong hệ thống A/A và hiếu khí là như nhau. Mangan thì được xử lý tốt hơn trong hệ thống sinh học hiếu khí. Nồng độ mangan đến 50mg/l, niken đến 20mg/l không ức chế hoạt động của hệ thống A/A. Đồng với nồng độ khoảng 5 – 15 mg/l ức chế quá trình nitrat hóa và khử nitrat hóa. Việc khôi phục hoạt động của hệ thống sinh học sau khi ức chế bởi kim loại nặng là rất lâu, có khi kéo dài hơn một tháng. Khi nước rỉ rácnước rác có nồng độ sắt và mangan quá cao (Fe ≥ 80 mg/l, Mn ≥ 10mg/l) thì sẽ làm giảm tỷyử lệ MLVSS/MLSS của bùn hoạt tính, ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý và tốn kém năng lượng khuấy trộn. 2.3 MỘT SỐ CÔNG NGHỆ XỬ LÝ NƯỚC RÁC MỚI TRONG VÀ NGOÀI NƯỚC 2.3.1 Trong nước BCL Gò Cát đi vào hoạt động năm 2002. Hiện nay, tại bãi rác Gò Cát có 2 hệ thống xử lý nước rỉ rácnước rác hoạt động đồng thời với công suất 400 m3/ngày: Hệ thống xử lý do CENTEMA thiết kế và lắp đặt Hình 2.1 Công nghệ xử lý nước rỉ rácnước rác BCL Gò Cát và Tam Tân (CENTEMA) Trung tâm Công nghệ Môi trường (CENTEMA, 2002) đã nghiên cứu xử lý nước rỉ rácnước rác Gò Cát có hàm lượng 50.000 – 60.000 mg COD/l bằng phương pháp sinh học UASB nối tiếp sinh học hiếu khí bùn hoạt tính từng mẻ (SBR) với qui mô pilot 1m3/h. Kết quả cho thấy hiệu quả khử COD rất cao sau hai tháng vận hành (trên 98%). Tuy nhiên hàm lượng COD không phân hủy còn lại sau xử lý hiếu khí dao động trong khoảng 380 – 1.100 mg/l. Hệ thống bao gồm hồ tiếp nhận nước rỉ rácnước rác 25.000 m3, bể UASB nối tiếp bể sinh học từng mẻ (SBR) và xả vào hồ sinh học trước khi ra kênh Đen. Tổng chi phí đầu tư cho hệ thống xử lý nước rỉ rácnước rác khoảng 2 tỷ đồng Việt Nam và giá thành chi phí cho xử lý 1 m3 nước rỉ rácnước rác khoảng 20.000 đồng Việt Nam. Hệ thống xử lý do Công ty Hà Lan Vermeer thiết kế và Công ty ECO lắp đặt và vận hành. Vào Tuần hòan dòng Nitrat H2SO4 Ra Khí Khí Tuần hoàn bùn Bùn dư Lắng Bể keo tụ kết hợp lắng Lọc cát FeCl2 Polymer Khử cứng UASB Anoxic 1 Aerobic 1 Anoxic1 Oxic 2 Na2CO3 Hình 2.2 Công nghệ xử lý nước rỉ rácnước rác BCL Gò Cát theo thiết kế Vermeer Công nghệ Vermeer của Hà Lan là công nghệ hoàn chỉnh bao gồm khử cứng, khử BOD, nitơ, khử màu và cặn. Nước rỉ rácNước rác sau khi qua cột khử cứng, đi vào bể kị khí UASB để khử phần lớn BOD. Sau đó nước rỉ rácnước rác qua cụm bể Anoxic 1 và Aerobic 1 thực hiện quá trình khử BOD còn lại sau UASB, nitrat hoá (ở Aerobic 1) và khử nitrat kết hợp (ở Anoxic 1). Bể Anoxic 2 là giai đoạn khử nitrat bổ sung, sử dụng nitrat sinh ra ở bể Aerobic 1. Nguồn carbon mà vi khuẩn khử nitrat sử dụng ở bể Anoxic 2 chính là nguồn carbon từ quá trình phân huỷ nội bào của bùn. Giai đoạn Aerobic 2 nhằm tách khí N2 sinh ra từ bể Anoxic 2. Bùn lắng ở bể lắng được tuần hoàn về bể Anoxic 1. Nước rỉ rácNước rác khử CBOD và nitơ tiếp tục khử màu đồng thời giảm lượng COD khó phân hủy, ở bể keo tụ-tạo bông kết hợp lắng. Bông cặn nhỏ khó lắng sẽ được giữ lại ở bể lọc cát. Dung dịch H2SO4 được châm vào bể đưa về pH thích hợp cho quá trình keo tụ. Chất keo tụ sử dụng ở đây là phèn sắt (FeCl3) và chất trợ keo tụ polymer. Trước khi lọc cát, pH được đưa lên giá trị trung hòa bằng dung dịch Na2CO3. 2.3.2 Ngoài nước Sau đây là hệ thống xử lý nước rác của hai BCL rác sinh hoạt ở Mỹ. Hệ thống xử lý ở BCL 1: Công nghệ xử lý bao gồm kết tủa hdroxyde, xử lý sinh học (tháp sinh học kị khí và hiếu khí) và cuối cùng xử lý bằng lọc nhiều lớp. Sơ đồ công nghệ thể hiện ở hình 2.3. Xử lý sinh học được sử dụng ở đây chủ yếu để khử N-ammonia (99%) và COD (91%). Hàm lượng COD và N-ammonia còn lại trước khi xả ra sông là 159 mg COD/l và 1,2 mg N-ammonia/l. Các hàm lượng chất hữu cơ độc và kim loại nặng giảm đáng kể. Hình 2.3 Sơ đồ hệ thống xử lý của bãi chôn lấp 1 (USEPA) Hệ thống xử lý ở BCL 2: Hệ thống gồm bể keo tụ vôi, sinh học từng mẻ (SBR), lọc cát, cột than hoạt tính và tiếp xúc chlorine. Sơ đồ công nghệ thể hiện ở hình 2.4. COD đầu ra vẫn khoảng 160 – 250 mg/l. Kết quả trên cho thấy với công nghệ xử lý bậc cao (sau xử lý sinh học) như trên (lọc, than hoạt tính) để đạt COD <100 mg/l là không thể. Hình 2.4 Sơ đồ hệ thống xử lý của bãi chôn lấp 2 (USEPA) CHƯƠNG BA MÔ HÌNH VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 3.1 ĐỐI TƯỢNG NGHIÊN CỨU Đối tượng nghiên cứu của luận văn là nước ép rác tại trạm trung chuyển rác số 350B Trần Bình Trọng, Phường 1, Quận 10, TP.HCM. Mẫu nước thải được lấy trong khoảng 9 – 11h trong ngày. Do nước rác dùng cho nghiên cứu được lấy trực tiếp từ nước rỉ của các máy ép rác nên có những khác biệt về tính chất so với nước rác từ các hố thu gom như sau: Có hàm lượng chất hữu cơ cao hơn rất nhiều do không bị pha loãng bởi nước vệ sinh. Có hàm lượng cặn nhỏ hơn do không chứa các loại cặn vô cơ như cát sỏi, đất đá bị cuốn theo trong quá trình vệ sinh. Cặn lơ lửng chủ yếu là các cặn hữu cơ hình thành từ quá trình ép CTR. Bảng 3.1 Kết quả phân tích thành phần và tính chất nước rác ban đầu Thông số Đơn vị Nồng độ pH - 4,3 – 5,4 COD mg/l 50.000 – 75.000 BOD mg/l 42.000 – 63.000 SS mg/l 1.500 – 3.500 NO3 mg/l 10 - 100 NH4+-N mg/l 600 – 1.400 N tổng mg/l 1.500 – 2.300 P tổng mg/l 40 – 100 Ca2+ mg/l 400 – 3.200 Nhận xét: Về mặt cảm quan, nước thải có màu vàng nâu, mùi chua nồng, độ đục lớn. Kết quả phân tích cho thấy nước thải có hàm lượng chất hữu cơ rất cao, từ 50.000 – 75.000 mg/l, tỷ lệ BOD/COD cao rất thích hợp cho các quá trình xử lý bằng phương pháp sinh học. Nồng độ Nitơ trong khoảng 1.500 – 2.300 mg/l. Hàm lượng cặn lơ lửng có trong nước thải cũng rất lớn từ 1.500 – 3.000 mg/l, chủ yếu là các hạt cặn mịn hình thành trong quá trình nén ép rác, trôi qua ngoài theo nước ép rác. 3.2 LỰA CHỌN CÔNG NGHỆ XỬ LÝ NƯỚC ÉP RÁC 3.2.1 Cơ sở lựa chọn công nghệ xử lý Nước ép rác tại các trạm trung chuyển có nồng độ đậm đặc, pH thấp, nhu cầu oxy sinh hóa BOD và nhu cầu oxy hóa hóa học COD cao, đồng thời có mặt của các chất độc hại. Hơn nữa, chất lượng nước rác biến động rất khác nhau tùy thuộc từng khu vực và thời gian. Do vậy, cả quá trình xử lý sinh học và hóa học đều chưa có thể ứng dụng riêng lẻ để xử lý nước rác nhằm đạt tiêu chuẩn thải ra nguồn tiếp nhận. Một số yếu tố quyết định đến mức độ và cách xử lý là: Thành phần và tính chất nước rác. Tính độc hại. Nguồn tiếp nhận. Điều kiện xây dựng, vận hành. Chi phí xử lý. Các vấn đề cần phải xem xét khi xử lý nước rác là: Mức độ ô nhiễm của nước rác. Sự thay đổi các đặc tính của nước rác làm cho công nghệ xử lý nước rác ở trạm trung chuyển này không thể áp dụng trực tiếp cho trạm trung chuyển khác. Cần có những điều tra kỹ càng để xác định công nghệ xử lý thích hợp đối với từng trạm trung chuyển. Sự dao động của tính chất và lưu lượng nước rác là khá lớn, cần phải xem xét và nghiên cứu kỹ khi thiết kế hệ thống xử lý. Lưu lượng và tính chất của nước rác phụ thuộc vào rất nhiều yếu tố, biến động trong thời gian làm việc của trạm trung chuyển. Do đó, việc thiết kế hệ thống thu gom và hệ thống xử lý cần đảm bảo cho những biến động về lưu lượng và tính chất nước rác. Hệ thống xử lý phải có tính kế thừa. Nghĩa là hệ thống xử lý phải có khả năng thay đổi phù hợp khi công suất của trạm ép rác tăng lên, hay có những biến động lớn về thành phần nước thải trong tương lai. Công nghệ xử lý đảm bảo khả năng xử lý khi nước rác có những biến đổi theo thời gian. Việc lựa chọn và xây dựng hệ thống xử lý ban đầu phải xem xét đến việc cải tiến, sửa đổi một cách dễ dàng và thuận tiện cho công nghệ xử lý tiếp theo. Các công trình nên xây dựng theo modulen. Khi công nghệ này không áp dụng được nữa thì có thể thay thế dễ dàng và sử dụng cho các trạm trung chuyển khác hoặc có thể tăng số lượng thiết bị khi lưu lượng và tính chất nước rác thay đổi… Cần xem xét đến yếu tố kinh tế trong việc xử lý. Cần đánh giá vòng đời hệ thống xử lý bằng cách xem xét các yếu tố như: lựa chọn công nghệ, ảnh hưởng của chi phí lên các thông số xử lý, xem xét chi phí đầu tư và vận hành. Công nghệ xử lý nước rác được lựa chọn phải đạt được hiệu quả kinh tế và kỹ thuật cao nhất có thể. Các trạm trung chuyển không có diện tích xây dựng lớn, do đó khối tích công trình bị hạn chế. Phương pháp lựa chọn công nghệ xử lý nước rác có thể tham khảo bảng sau: Bảng 3.2 Tiêu chí lựa chọn công nghệ xử lý nước rác Quá trình Kim loại VOC Nitơ Chất rắn Bay hơi Tốt Tốt Tốt Tốt Tuyển nổi - TB - Khử khí - - Tốt Tốt Lọc - Tốt - - Quá trình màng Tốt Tốt TB Tốt Keo tụ/Kết tủa Kém Tốt - Kém Oxy hóa Kém - TB - Trao đổi ion Kém Tốt - TB Hấp phụ than hoạt tính Kém - Tốt - Bùn hoạt tính hiếu khí Tốt Tốt Tốt TB Sinh trưởng dính bám hiếu khí Tốt Tốt Tốt TB Sinh trưởng lơ lửng kị khí Tốt Tốt Tốt TB Màng cố định kị khí Tốt Tốt Tốt TB Ghi chú: TB: trung bình -: không áp dụng (Nguồn: [12] ) 3.2.2 Công nghệ xử lý nước rác trạm trung chuyển Nhiệm vụ chủ yếu trong xử lý nước rác mới là khử BOD và Nitơ hữu cơ. Căn cứ vào tỷ lệ giữa BOD/COD rất cao của nước ép rác thì việc ứng dụng phương pháp xử lý sinh học là hoàn toàn hợp lý. Nhiều nghiên cứu cho thấy quá trình hóa lý, hóa học khi áp dụng xử lý nước rác có tỷ lệ BOD/COD lớn không mang lại hiệu quả xử lý chất hữu cơ cao, không xử lý triệt để các thành phần nitơ có trong nước rác, chi phí xử lý lại rất cao. Trong khi đó, sử dụng các quá trình sinh học thì hiệu quả xử lý chất hữu cơ cao hơn rất nhiều, nhưng chi chí xử lý lại khá thấp. Tuy nhiên, với thành phần phức tạp, tính chất khó xử lý của nước rác thì không thể sử dụng một phương pháp để xử lý mà đòi hỏi phải có một dây chuyền công nghệ xử lý kết hợp, bao gồm nhiều khâu xử lý. Nên sử dụng các pháp hóa lý, hóa học để xử lý triệt để các thành phần ô nhiễm còn lại của nước rác sau xử lý bằng các phương pháp sinh học để đạt tiêu chuẩn thải vào nguồn tiếp nhận. Phương án này thường mang lại hiệu quả kinh tế cao hơn so với phương án sử dụng các phương pháp xử lý hóa lý ngay từ đầu. Dựa vào các công nghệ, quá trình xử lý nước rác được nêu ở chương 2, phương pháp nghiên cứu xử lý nước ép rác trạm trung chuyển đề xuất được trình bày sau: sai đúng Nước ép rác Khử cặn, nâng pH Lọc sinh học kị khí Bùn hoạt tính Lọc sinh học kị khí BOD5/COD cao Xử lý SH hiếu khí Xử lý hóa học Xử lý hóa học Hình 3.1 Phương pháp nghiên cứu xử lý nước ép rác tại trạm trung chuyển 3.2.2.1 Lọc sinh học kị khí Nước rác trạm trung chuyển có tỷ lệ BOD/COD lớn, nồng độ chất hữu cơ rất cao. Do đó, đầu tiên sử dụng phương pháp sinh học kị khí xử lý các chất ô nhiễm có trong nước rác vì các công trình xử lý kị khí nhân tạo có thể xử lý với tải trọng rất cao, hàm lượng hữu cơ lớn nhưng nhu cầu năng lượng tốn rất thấp. Qua tìm hiểu và nghiên cứu các tài liệu tham khảo, quá trình lọc sinh học kị khí với giá thể xơ dừa được lựa chọn do những đặc điểm nổi bật như sau: Ưu điểm của bể lọc sinh học kị khí so với các công trình xử lý kị khí khác (bể UASB, bể Biogas): Vận hành đơn giản, không đòi hỏi trình độ vận hành, chi phí quản lý và vận hành thấp. Bể lọc sinh học kị khí có thời gian khởi động nhanh chóng. Hệ thống có thể hoạt động gián đoạn, chịu biến động về nhiệt độ và tải lượng ô nhiễm rất thích hợp với các loại nước thải có thành phần và tính chất biến động như nước rác tại trạm trung chuyển. Thời gian lưu bùn dài hơn. Có khả năng phân hủy các chất hữu cơ phân hủy chậm có trong nước rác. Thể tích vùng phản ứng lớn hơn, diện tích đất sử dụng ít hơn phù hợp với hoàn cảnh chật hẹp của các trạm trung chuyển như hiện nay. Giai đoạn nghỉ thường ngắn hơn và có khả năng chịu sốc tải cao hơn do mật độ của vi sinh vật tập trung trên bề mặt vô cùng lớn. Nước thải đầu vào của bể lọc sinh học kị khí với giá thể xơ dừa cũng không cần có điều kiện về các thông số ức chế quá ngặt nghèo như bể UASB: lưu lượng nước thải vào bể lọc kị khí có thể thay đổi, pH không cần đạt đến mức tối ưu cho vi khuẩn metan hoạt động (6,5-7,5), nước thải đầu vào bể lọc kị khí không cần có hàm lượng SS thấp đến mức tối thiểu… Ưu điểm của vật liệu xơ dừa: Xơ dừa có bề mặt diện tích riêng rất lớn, bề mặt gồ ghề, độ xốp cao rất thích hợp cho sự dính bám của vi sinh vật. Với đặc điểm về bề mặt tiếp xúc và mật độ vi sinh vật tập trung rất cao cho phép công trình có khả năng xử lý với tải lượng hữu cơ lớn. Ngoài ra, do xơ dừa có khối lượng riêng nhỏ nên dễ vận chuyển và không gây áp lực lên thành bể. Xơ dừa là vật liệu tự nhiên có sẵn trong nước với giá thành rẻ. Thời gian có thể sử dụng của xơ dừa cũng khá cao, khoảng từ 3 – 5 năm. Sau thời gian sử dụng có thể thải bỏ hoặc xử lý dễ dàng vì xơ dừa có thành phần hữu cơ tự nhiên. Tuy nhiên, do nước ép rác có hàm lượng cặn lơ lửng cao, pH thấp, có thể làm ảnh hưởng, gây ức chế, làm giảm hiệu suất, khả năng xử lý của bể lọc sinh học kị khí. Vì vậy, cần phải hạn chế một phần hàm lượng các cặn lơ lửng và đưa pH lên khoảng trung tính trước khi đưa vào bể lọc sinh học kị khí. Bên cạnh quá trình phân hủy chất hữu cơ, khử BOD, quá trình sinh học kị khí còn diễn ra quá trình chuyển hóa các chất nitơ hữu cơ thành nitơ ammonia hay còn gọi là quá trình ammon hóa. Trong điều kiện kị khí, các chất hữu cơ chứa nitơ bị thủy phân và phân hủy thành các protein, tiếp tục chuyển hóa thành các axit amin, và các axit amin này tiếp tục bị phân hủy kị khí thành các sản phẩm vô cơ, thông qua các phản ứng oxy hóa khử, như trình bày trong bảng 3.3 dưới đây. Bảng 3.3 Các phản ứng oxy hóa khử trong quá trình phân hủy kị khí các aminoacids Phản ứng oxy hóa 1. Serine + 2H2O ® Acetate- + HCO3 + NH4+ + H+ + 2[H] 2. Alanine + 3H2O ® Acetate- + HCO3 + NH4+ + H+ + 4[H] 3. Leucine + 3H2O ® Isovalerate- + HCO3 + NH4+ + H+ + 4[H] 4. Isoleucine + 3H2O ® 2 – Methylbutyrate- + HCO3 + NH4+ + H+ + 4[H] 5. Valine + 3H2O ® Isobutyrate- + HCO3 + NH4+ + H+ + 4[H 6. Phenylalanine + 3H2O ® Acetate- + HCO3 + NH4+ + H+ + 4[H] 7. Tryptophane + 3H2O ® Indolacetate- + HCO3 + NH4+ + H+ + 4[H] 8. Histidine + 3H2O ® Glutamate- + HCO3 + NH4+ + H+ + 4[H] 9. Glutamate- ® Propionate- + 2HCO3 + NH4+ + H+ + 4[H] 10. Glutamate- ® 2Acetate- + HCO3 + NH4+ + H+ + 2[H] 11. Aspartate- ® 2Acetate- + HCO3 + NH4+ + H+ + 2[H] 12. Glycine ® 2HCO3 + NH4+ + H+ + 6[H] 13. Threonine ® Propionate + NH4+ + H+ + 2[H] Phản ứng khử 14. Glycine + 2[H] ® Acetate- + NH4+ 15. Proline + 2[H] ® 5 – Aminovalerate 16. Lucine + 2[H] ® 4 – Methylvalerate- + NH4+ + H+ 17. Phenylalanine + 2[H] ® Phenylpropionate- + NH4+ + H+ 18. Tryptophane + 2[H] ® Indolpropionate- + NH4+ + H+ 19. 2HCO3 + H+ + 8H] ® Acetate- 20. Acetate- + HCO3 + 6[H] ® Propionate- 21. Acetate- + H+ + 4[H] ® Butyrate- 22. 2[H] ® H2 23. HCO3 + 2[H] ® Formate- (Nguồn: Bitton G., 2003) Có thể thấy rằng NH4+ là một trong những sản phẩm cuối cùng chính của quá trình phân hủy kị khí các hợp chất nitơ hữu cơ. Quá trình này là cơ sở quan trọng cho mục đích khử nitơ trong nước rác trạm trung chuyển bằng các phương pháp sinh học. 3.2.2.2 Bùn hoạt tính Các công trình kị khí có đặc điểm chung là có thể xử lý nước thải đậm đặc và ít tiêu tốn năng lượng và lượng bùn sinh ra không đáng kể nhưng quá trình này không có khả năng khử chất hữu cơ triệt để, nói cách khác, quá trình xử lý kị khí chỉ cho phép giảm mức COD đến một mức nào đó, và quá trình xử lý hiếu khí tiếp theo để xử lý triệt để các chất hữu cơ trong nước thải Vì vậy, cần phải kết hợp cả hai quá trình xử lý hiếu khí và kị khí để xử lý các thành phần hữu cơ có trong nước thải. Mặt khác nước rác, sau khi xử lý bằng mô hình lọc sinh học kị khí, có hàm lượng ammonia cao sinh ra do quá trình ammon hóa các hợp chất nitơ hữu cơ. Vì vậy, cần khử lượng ammonia này. Tại mô hình bùn hoạt tính sẽ diễn ra quá trình nitrat hóa, chuyển hóa các ammonia thành nitrit và nitrat. Quá trình này được diễn ra theo hai bước liên quan đến hai chủng loại vi sinh vật tự dưỡng Nitrosomonas và Nitrobacter. Bước 1: Ammonia được chuyển hoá thành nitrit được thực hiện bởi loài Nitrosomonas: NH4+ + 1,5 O2 → NO2- + 2 H+ + H2O + 250kJ (3.1) Bước 2: Nitrit được chuyển hoá thành nitrat được thực hiện bởi loài Nitrobacter: NO2- + 0,5 O2 → NO3- + 75kJ (3.2) Phương trình phản ứng (3.1) và (3.2) tạo năng lượng. Theo Painter (1970), năng lượng tạo ra từ quá trình oxy hoá ammonia khoảng 66-84 kcal/mol ammonia và từ oxy hoá nitrit khoảng 17,5 kcal/mol nitrit. Nitrosomonas và Nitrobacter sử dụng năng lượng này cho sự sinh trưởng của tế bào và duy trì sự sống. Tổng hợp hai phản ứng được viết lại như sau: NH4+ + 2 O2 → NO3- + 2 H+ + H2O (3.3) Từ phương trình (3.3), lượng oxy tiêu thụ là 4,57 g/g NH4+-N bị oxyhoá, trong đó 3,43 g/g sử dụng cho tạo nitrit và 1,14 g/g sử dụng cho tạo nitrat, 2 đương lượng ion H+ tạo ra khi oxy hoá 1 mol ammonium, ion H+ trở lại phản ứng với 2 đương lượng ion bicacbonate trong nước thải. Kết quả là 7,14 g độ kiềm CaCO3 bị tiêu thụ/g NH4+ bị oxyhoá. Phương trình (3.3) sẽ thay đổi chút ít khi quá trình tổng hợp sinh khối được xem xét đến, nhu cầu oxy sẽ ít hơn 4,57 g do oxy còn nhận được từ sự cố định CO2, một số ammonia và bicacbonate đi vào trong tế bào. Cùng với năng lượng đạt được, ion ammonium được tiêu thụ vào trong tế bào. Phản ứng tạo sinh khối đươc viết như sau: 4 CO2 + HCO3- + NH4 + H2O → C5H7O2N + 5 O2 Theo U.S.EPA Nitrogen Control Manual (19