Đề tài bể UASB

Như mô tả trên hình 1, khoảng 70% COD trong nước thải đầu vào được chuyển thành axit axetic vàphần còn lại được tập trung làm nguồn cấp điện tử trong phản ứng tạo khí hydro.Tùy thuộc vào

KẾ HOẠCH THỰC HIỆN

1. MỤC TIÊU

- Nắm vững cấu tạo, nguyên lý hoạt động, cách thiết kế xây dựng bể UASB

- Có những hiểu biết cơ bản về bể UASB

2. NỘI DUNG

- Trình bày cấu tạo nguyên lý hoạt động của bể UASB

- Cách thiết kế bể UASB

- Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình thiết kế

- Quá trình phân hủy kỵ khí và các yếu tố ảnh hưởng

- Cách vận hành, thiết kế bể

3. PHƯƠNG PHÁP

- Nhóm đã tìm kiếm tài liệu trên mạng internet và tham khảo sách trên thư viện

- Dịch tài liệu nước ngoài

- Có sự thảo luận nhằm đưa ra các giải pháp phù hợp

- Nhóm đi sâu vào quá trình thiết kế bể cũng như là việc so sánh giữa các loại

bể

MỤC LỤC

4.

DANH MỤC HÌNH ẢNH

Hình 1 7

Hình 2 12

Hình 3 14

Hình 4 18

Hình 5 19

Hình 6 26

Hình 7 27

Hình 8 30

Hình 9 32

Hình 10 33

Hình 11 36

Hình 12 38

Hình 13 40

Hình 14 43

Hình 15 44

Hình 16 45

Hình 17 48

Hình 18 52

Hình 19 52

Hình 20 55

Hình 21 57

Hình 22 58

Hình 23 59

Hình 24 62

Hình 25 71

DANH MỤC BẢNG BIỂU

Bảng 1 15

Bảng 2 22

Bảng 3 25

Bảng 4 35

Bảng 5 64

Bảng 6 68

Bảng 7 69

CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN VỀ XỬ LÝ KỴ KHÍ NƯỚC THẢI

1.1 TỔNG QUAN

Các quá trình kỵ khí có thể xử lý nước thải có nồng độ chất hữu cơ cao Trongđiều kiện không có oxy, các vi khuẩn kỵ khí sẽ phân hủy và chuyển hóa các hợpchất hữu cơ thành cacbon điôxyt và mêtan (khí sinh học) Trước đây, quá trình kỵkhí được áp dụng cho xử lý bùn cặn, các chất thải hữu cơ, và nước thải có nồng độchất hữu cơ cao Trong các trạm xử lý nước thải đô thị thường có các công trìnhphân hủy ( bể metan ) để xử lý kỵ khí bùn cặn Vấn đề thiếu năng lượng trongnhững năm 70 đã thúc đẩy việc phát triển và áp dụng rộng rãi công nghệ xử lý kỵkhí phát sinh năng lượng Sau đó, đã có nhiều nghiên cứu thực nghiệm và nghiêncứu ứng dụng được tiến hành, các kỹ thuật xử lý kỵ khí nước thải ngày càng đượccải tiến và kết quả làm giảm đáng kể thời gian lưu bùn trong các công trình xử lý kỵkhí Ngày nay, xử lý sinh học kỵ khí còn được áp dụng để xử lý nước thải có nồng

độ chất hữu cơ trung bình và thấp như nước thải sinh hoạt

1.2 LỊCH SỬ PHÁT TRIỂN

Trước những năm cuối của thế kỷ 19, metan đã được biết tới là khí được sản

sinh từ quá trình sinh-hóa Vào năm 1896 việc ứng dụng quá trình phân hủy kỵ khí

đã được thực hiện đầu tiên ở Anh để sản xuất ra khí metan thắp sáng cho đườngphố Sau chiến tranh thế giới thứ hai, công nghệ xử lý kỵ khí đã phát triển rấtnhanh, giữa năm 1950, bể phản ứng tiếp xúc kỵ khí xuất hiện Phát minh quantrọng này trong xử lý kỵ khí cho phép kéo dài thời gian lưu bùn ( SRT) hơn thờigian lưu nước ( HRT) trong bể phản ứng Cuối nhưng năm 1960, Yong và McMarty

đã phát minh ra bể lọc kỵ khí ( AF) Vào cuối nhưng năm 1970, Lettinga và cácđồng nghiệp của ông tại trường đại học nông nghiệp Hà Lan đã phát minh ra bể xử

lý sinh học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí ( Upflow Anaerobic SludgeBlanket – UASB), công nghệ xử lý nước thải đang được ứng dụng rộng rải nhấthiện nay Công nghệ xử lý bằng AF và UASB đã thúc đẩy sự phát triển của các kỹthuật xử lý kỵ khí tốc độ cao, xây dựng lý thuyết về phát triển làm giàu vi sinh vậttrong bùn nằm mục đích tăng cường hiệu quả hòa trộn và tiếp xúc giữa nước thải vàbùn Bể phản ứng kỵ khí tuần hoàn và tầng bùn hạt giãn nở ( EGSB) là những ví dụđiển hình nhất

CHƯƠNG 2: QUÁ TRÌNH XỬ LÝ KỴ KHÍ 2.1 CƠ CHẾ LÊN MEN KỴ KÝ

Sự chuyển hóa các hợp chất cao phân tử thành khí sinh học đòi hỏi sự tác độngcủa một vài nhóm vi sinh vật Quá trình phân hủy kỵ khí được tiến hành qua cácbước khác nhau như phân hủy kỵ khí các chất đạm, hydrat cacbon, chất béo Quátrình chuyển hóa toàn phần bao gồm bốn giai đoạn chính

Hình 1 Quá trình phát sinh metan từ các hợp chất cao phân tử

Các chữ số thể hiện phần trăm (%) theo COD; lượng CO2 phát sinh không được

đề cập ở đây

Nguồn: Gujer và Zehnder (1983)

2.1.1 Thủy phân

Quá trình này chuyển hóa các chất rắn phức tạp thành các hợp chất hòa tan với

trọng lượng phân tử nhẹ hơn Quá trình này đòi hỏi sự tác động của các enzim ngoạibào tiết ra từ các vi khuẩn gây men Các chất đạm được phân hủy thông qua cácchuỗi thành các axit amin, hydrat cacbon được chuyển hóa thành các chất đường cóthể hòa tan và các chất béo được chuyển thành chuỗi các axit béo và glycerin Trênthực tế, tốc độ thủy phân có thể gây ức chế tốc độ phân hủy kỵ khí Đặc biệt, tốc độ chuyển hóa các chất béo sẽ xảy ra rất chậm trong điều kiện dưới 20oC

2.1.2 Axit hóa

Trong quá trình axit hóa, các chất hòa tan được tạo thành từ quá trình thủyphân dưới tác dụng của các vi khuẩn lên men được chuyển hóa thành các hợp chấthữu cơ đơn giản ( axit béo dễ bay hơi, cồn, axit lactic ) và các chất khoáng ( carbondioxit, hydro, amonia và khí hydro sulfat) Quá trình lên men axit được thực hiệnbởi nhiều loài vi khuẩn khác nhau, nhưng phần lớn chúng là vi khuẩn kỵ khí bắtbuộc Tuy nhiên, cũng có thể có một số loài vi khuẩn lưỡng tính có thể chuyển hóacác chất hữu cơ qua con đường oxy hóa Điều này rất quan trọng trong xử lý nướcthải kỵ khí, vì oxy hòa tan có thể gây ảnh hưởng xấu cho các vi khuẩn kỵ khí và các

vi khuẩn metan hóa

2.1.3 Axetat hóa

Các hợp chất tạo thành từ quá trình axit hóa được chuyển hóa thành các sản

phẩm cuối để sinh khí metan : axetat, hydro và cacbon dioxit Như mô tả trên hình

1, khoảng 70% COD trong nước thải đầu vào được chuyển thành axit axetic vàphần còn lại được tập trung làm nguồn cấp điện tử trong phản ứng tạo khí hydro.Tùy thuộc vào thế năng oxy hóa của các chất hữu cơ ban đầu, quá trình axetat hóa

có thể diễn ra cùng với sự tạo thành cacbon dioxit hoặc hydro

2.1.4 Metan hóa

Metan hóa thường là giai đoạn chiếm tỉ lệ hạn chế trong toàn bộ quá trình phânhủy, mặc dù tại nhiệt độ thấp nó có thể thủy phân Metan được tạo thành từ quátrình phân hủy axetat hoặc phản ứng khử dioxit cacbon bằng hydro, tương ứng, bởi

vì các vi khuẩn lên men giấm và vi khuẩn hydro

- Tổng hợp metan từ vi khuẩn lên men giấm

CH3COOH → CH4 + CO2

- Tổng hợp metan từ vi khuẩn hydro

4H2 + CO2 → CH4 + 2H2O Các vi khuẩn tổng hợp metan từ hydro và dioxit cacbon phát triển nhanh hơncác vi khuẩn sử dụng axetat (Henzen và Harremoes 1983), vì vậy quá trình tổng hợpmetan bởi các vi khuẩn lên men giấm thường chiếm tỉ lệ giới hạn trong suốt quátrình chuyển hóa các hợp chất hữu cơ cao phân tử có trong nước thải thành khí sinhhọc

Các nhóm vi khuẩn khác nhau tham gia trong quá trình chuyển hóa các chấthữu cơ đều có khả năng đồng hóa và dị hóa Vì vậy, song song với quá trình giảiphòng ra các sản phẩm lên men khác nhau, lượng sinh khối mới cũng được tạothành trong bốn giai đoạn chuyển hóa được mô tả trên Để thuận tiện, ba quá trìnhđầu tiên đôi khi được gộp lại với nhâu cà được gọi là quá trình lên men axit, và quátrình thứ tư được gọi là quá trình metan hóa.

Quá trình lên men axit có khuynh hướng làm giảm pH do làm phát sinh cácaxit béo dễ bay hơi và các chất trung gian dễ phân ly Vì quá trình metan hóa chỉtiến triển tốt trong điều kiện pH trung tính, nên lý do nào đó, phản ứng có thể trởnên không ổn định do tốc độ khử axit trong quá trình metan hóa giảm so với tốc độphát sinh axit, tổng lượng axit còn lại sẽ làm giảm pH, và vì vậy gây ức chế khảnăng phát tiển hoạt động của các vi khuẩn metan hóa Trên thực tế, hiện tượng nàyđược gọi là “chua” trong các bể phản ứng kỵ khí, và cũng là sự cố rất thường gặptrong vận hành các hệ thống xử lý kỵ khí Để tránh hiện tượng “chua”, cần duy trìcân bằng giữa các quá trình lên men axit và metan hóa

2.2 LƯỢNG HÓA TRONG CÁC QUÁ TRÌNH LÊN MEN KỴ KHÍ VÀ OXI HÓA

Một số giới hạn các chất hữu cơ được sử dụng bởi các vi khuẩn metan hóa vàcác phản ứng tạo thành CO2, các phản ứng loại nhóm methyl được nêu dưới đây(Madigan và cs 2000), tương ứng, liên quan đến các phản ứng oxy hóa hydro, axitformic, oxit cacbon, metan, metylamin và axetat

4H2 + CO2 → CH4 + 2H2O4HCOO- + 4H+ → CH4 + 3CO2 + 2H2O4CO + 2H2O → CH4 + 3CO2

4CH3OH → 3CH4 + CO2 + 2H2O4(CH3)3N + H2O → 9CH4+ 3CO2 + 6H2O + 4NH3

CH3COOH → CH4 + CO2

Trong phản ứng metan hóa của CH3COOH, axetat được tách thành metan vàcacbon dioxit COD bị loại bỏ trong bể phản ứng được tính toán theo sản phẩm

metan COD của metan là tổng lượng oxy cần thiết đề oxy hóa cacbon dioxit vànước.

CH4 + 2O2 → CO2 + 2H2O

Từ phản ứng trên, lượng COD/mole metan là 2x2x16= 64gO2/mole CH4 Thểtích một mol metan trong điều kiện chuẩn ( 0OC và 1atm ) là 22,414 L, nên CH4tương đương với COD được chuyển đổi dưới các điều kiện kỵ khí là 22,414/64 =0,35 L CH4/ gCOD

2.3 ĐỘNG LỰC CỦA QUÁ TRÌNH PHÂN HỦY KỴ KHÍ

Các quy luật động lực học về phát triển sinh học đều dựa trên hai mối quan hệ

cơ bản: tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn và tốc độ tiêu thụ của chất nền Ảnh hưởngcủa nồng độ chất nền ( ví dụ chất dinh dưỡng) tới tốc độ sinh trưởng của vi sinh vật

đã được mô phỏng bằng các mô hình toán học khác nhau ( Monod, 1949; Moser,1958; Contois, 1959; Grau và cs.,1975) Hô hấp nội bào, thông thường được địnhnghĩa như quá trình tự phân hủy sinh khối, dùy trì tế bào, sự ăn, chết tế bào và tiêuhủy là quá trình dẫn đến sự suy giảm khối lượng tế bào Các quá trình này quantrọng trong hệ thống xử lý nước thải, đặc biệt là các hệ thống kỵ khí, vì chúngthường vận hành trong điều kiện tốc độ sinh trưởng thấp Để tính toán ảnh hưởnghưởng của các quá trình này tới tốc độ sinh trưởng, tốc độ tiêu hủy của vi sinh vậtđược sử dụng được sử dụng để thay cho tốc độ sinh trưởng

Động lực học của quá trình trao đổi chất của vi sinh vật có thể biểu thị bằng haiphương trình cơ bản do Monod đề xuất

1 Tốc độ sinh trưởng của vi sinh vật tỉ lệ thuận với tốc độ tiêu thụ chất nền (đường)

2 Tốc độ tiêu hủy của vi sinh vật, có thể diễn giải theo phương trình bậc nhất :

Trong đó:

X – nồng độ vi sinh vật ( mg VSS/ L)

S – nồng độ chất nền ( mg COD/L)

Y – hệ số tăng sinh khối ( mg VSS/ mg COD)

µ - tốc độ sinh trưởng đặc trưng của vi sinh vật (ngđ -1) (tỉ lệ tăng sinh khối trên

1 đơn vị thời gian)

µm – tốc độ sinh trưởng đặc trưng lớn nhất ( ngđ-1)

b - hệ số tốc độ chết (ngđ -1)

KS – hằng số Monod ( nửa bảo hòa) (mg COD/L)

Các ký tự g, u và d biểu thị tương ứng với các quá trình sinh trưởng, tiêu thụ vàtiêu hủy

(dX/dt)g - đại lượng biểu thị tốc độ sinh truong của vi sinh vật theo thời gian(dS/dt)u – đại lượng biểu thị tốc độ tiêu thụ chất nền ( đường) theo thời gian(dX/dt)d – đại lượng biểu thị tốc độ tiêu hủy các vi sinh vật theo thời gian

(dX/dt) – đại lượng biểu thị khối lượng thực của vi sinh vật theo thời gian

Phương trình tốc độ sinh trưởng của vi sinh vật cho thấy, với giá trị nồng độchất nền cao, tỉ lệ Monod S/(S + KS) tiến tới đồng nhất và tốc độ sinh trưởng độclập với nồng độ chất nền và tuân theo quy luật phương trình bậc không Nếu nồng

độ chất nền thấp, tỉ lệ Monod tương đương S/KS và tốc độ sinh trưởng tỉ lệ thuậnvới nồng độ chất nền, và tuân theo quy luật phương trình bậc nhất Đối với các nồng

độ trung gian, tốc độ sinh trưởng sẽ tương thích giữa các quy luật phương trình bậcnhất và bậc không tương ứng với nồng độ cơ chất

Trên hình 2 dưới đây biểu thị mối quan hệ giữa tốc độ sinh trưởng và nồng độ

chất nền đối với hai loại vi khuẩn metan hóa : Methanotrix và Methanosarcina Các

giá trị tốc độ tăng trưởng đặc trưng lớn nhất của các loài vi sinh vật tiêu thụ axetatnày, tương ứng là µm= 0,1 và 0,3 (ngđ -1) Tốc độ sinh trưởng đặc trưng bởi mộtnửa giá trị lớn nhất của nó khi nồng độ chất nền bằng hệ số KS, được gọi là hằng số

nửa bão hòa hay hằng số hấp dẫn Đối với Methanotrix và Methanosarcina giá trị

KS, tương ứng, bằng 200 và 30 mg/L axetat Hình 2 cho thấy các giá trị của hằng số

có thể phản ánh tình trạng của hệ thống: với nồng độ axetat thấp ( <55mg/L) tốc độ

sinh trưởng đặc trưng của Methanotrix cao hơn Methanosarcina và sẽ là loài vi sinh

vật methan hóa điển hình trong hệ thống Ngược lại, khi nồng độ axetat vượt quá

55mg/L, Methanosarcina sẽ phát triển mạnh hơn, chiếm ưu thế hơn so với Methanotrix và trở thành vi sinh vật tiêu thụ axetat chính trong hệ thống.

Lượng sinh khối thực của các vi sinh vật trong hệ thống xử lý được xác địnhbằng chênh lệch giữa giá trị sinh trưởng và tiêu hủy của các vi sinh vật trong hệthống Sau một khoảng thời gian dài, lượng sinh khối thực của vi sinh vật còn lại sẽtăng lên Vì vậy, để duy trì một lượng sinh khối nhất định với tải lượng không đổi,cần duy trì một nồng độ chất nền tối thiểu, có thể tính toán được bằng cách quy giátrị tốc độ sinh trưởng bằng không

hay

Smin là giá trị thấp nhất cho phép của nồng độ chất nền trong hệ thống xử lý.Trong xử lý kỵ khí nước thải, việc chuyển hóa các hợp chất hữu cơ thành khí sinhhọc được tiến hành trông quá chuỗi các quá trình liên tiếp Vì vậy, nồng độ chất nềntối thiểu sẽ bằng tổng các giá trị nồng độ nhỏ nhất tại các quá trình khác nhau

Hình 2 Quan hệ giữa tốc độ sinh trưởng VSV và nồng độ axetat

Trong thực tế, nồng độ chất nền sẽ không thể đạt được mức tối thiểu, vì nhucầu kéo dài hơn vè thời gian lưu nước trong hệ thống sẽ làm tăng thể tích của cáccông trình Nếu nồng độ chất nền lớn hơn mức tối thiểu, sẽ tồn tại một lượng tăngsinh khối thực của các vi sinh vật trong hệ thống Trên thực tế, không thể duy trì sựtăng trưởng liên tục của các vi sinh vật trong hệ thống: sau một thời gian vận hành,

hệ thống sẽ bị đầy và các vi sinh vật sẽ bị cuốn trôi khỏi hệ thống nên sự hao hụtsinh khối của các vi sinh vật sẽ không tránh khỏi Nếu giả thiết rằng lượng vi sinhvật được sản sinh trong hệ thống xử lý khuấy trộn hoàn toàn, được lấy liên tục rakhỏi hệ thống với tốc độ không đổi, tốc độ này sẽ bằng tốc độ sản sinh thực tế.Trong trường hợp này, một lượng vi sinh vật không đổi và nồng độ tương thích vớitải lượng hữu cơ đưa vào hệ thống, sẽ tự thiết lập Tốc độ lấy sinh khối ra khỏi hệthống bằng giá trị nghịch đảo với tuổi của bùn, biểu thị thời gian lưu bùn trung bìnhtrong hệ thống Vì vậy, đối với hệ thống ổn định ( không tích lũy vi sinh vật ):

Hình 3 Quan hệ giữa nồng độ chất nền và tuổi bùn đối với các loài vi khuẩn

Methanotrix và Methanosarcina

Nguồn: Gujer và Zehnder ( 1983) Phương trình nồng độ chất nền đầu ra cho thấy nồng độ đầu ra phụ thuộc vào bahằng số (KS, µm và b) và một chu trình biến đổi: tuổi bùn R Hình 3 cho thấy nồng

độ chất nền là hàm số của tuổi bùn, có một giá trị tuổi bùn tối thiểu cho quá trìnhchuyển hóa trong hệ thống Đối với các giá trị tuổi bùn thấp hơn giá trị tối thiểu,lượng vi sinh vật mất đi do xả bùn và vi sinh vật chết sẽ lớn hơn lượng sinh trưởngtối đa và vì vậy số lượng vi sinh vật không thể duy trì liên tục

Giá trị tuổi bùn tối thiểu có thể tính toàn từ phương trình nồng độ chất nền đầu

ra với giả thiết là không diễn ra quá trình chuyển hóa trong hệ thống, tức là nồng độchất nền S băng nồng độ đầu vào Sv

Thông thường, nồng độ chất nền đầu vào lớn hơn nhiều so với hằng số nửa bãohòa (nếu không đúng như vậy, việc loại bỏ chất hữu cơ sẽ khó khăn) Trong trườnghợp này, phương trình nồng độ chất nền đầu ra có dạnh đơn giản hơn:

Trong đó: Rm – tuổi bùn tối thiểu ( ngày)

Thông số động lực học quan trọng khác là hằng số tốc độ tiêu thụ chất nền đặctrưng Hằng số này biểu thị lượng chất nền lớn nhất có thể chuyển hóa trên khốilượng đơn vị vi khuẩn trong một đơn vị thời gian Thông số này có thể được tínhtoán từ tốc độ sinh trương đặc trưng lớn nhất và hệ số tăng sinh khối như sau:

Trong đó: Km – tốc độ tiêu thụ chất nền đặc trưng ( kg COD/ kg VSS.ngđ)

Bảng 1 nêu giá trị các thông số động lực học quan trọng nhất đối với các quátrình lên men axit và metan hóa

Bảng 1 Các thông số động lực học của các hệ vi khuẩn kỵ khí

Hệ vi khuẩn µm

(ngđ -1)

Y (mg VSS/ mg

COD)

Km

(mg COD/mgVSS.ngđ)

là hợp chất hữu cơ, vi khuẩn metan hóa tăng trưởng chỉ 0,03 kg VSS/ kg COD chấtnền là các hợp chất tổng hợp metan Như vậy, lượng sinh khối bùn 0,15 + 0,03 =0,18 kg VSS sẽ được sản sinh ra khi 1kg COD hỗn hợp chất hữu cơ được tiêu thụtrong điều kiện kỵ khí Vi vậy, trong hệ nuôi cấy kết hợp các dạng vi khuẩn axit hóa

và metan hóa sử dụng hỗn hợp chất nền hữu cơ, sẽ gồm : lượng vi khuẩn metan hóachiếm 0,03/(0,03 + 0,15)= 1/6 và vi khuẩn axit hóa chiếm 5/6 Trong phép ướclượng này chưa kể đến hai yếu tố:

1 trên thực tế sản phẩm metan sẽ ít hơn vì một phần chất hữu cơ trong nước đầu vàođược đồng hóa bởi các vi khuẩn axit hóa sẽ không sử dụng được cho quá trình tổnghợp metan

2 yếu tố phân hủy chưa được tính đến

Tuy nhiên, những yếu tố này chỉ ảnh hưởng rất nhỏ nên tỉ lệ lớn nhất của sảnphẩm metan trên một đơn vi sinh khối của hỗn hợp vi khuẩn sẽ chỉ bằng khoảng 1/6lượng metan thu đượctrong quá trình nuôi cấy vi khuẩn metan hóa thuần khiết, ví

dụ 13/6 = 2 mg COD/ mg VSS.ngđ

2.4 CÁC YẾU TỐ ẢNH HƯỞNG ĐẾN QUÁ TRÌNH PHÂN HỦY KỴ KHÍ

Các yếu tố môi trường ảnh hưởng đến quá trình phân hủy kỵ khí nước thải gồmnhiệt độ, pH, các thành phần dinh dưỡng chính và các hợp chất độc hại trong quánước đầu vào Đối với nước sinh hoạt, thông thường 3 yếu tố cuối không cần cânnhắc Điều kiện pH thích hợp và ổn định trong nước thải sinh hoạt thường được tạonên nhờ sự có mặt của các hợp chất axit cacbonic và không cần sử dụng hóa chấtnào để hiểu chỉnh pH Các chất dinh dưỡng ( cả các chất dinh dưỡng vĩ mô, nitơphốt pho và dinh dưỡng vi mô) có rất nhiều trong nước thải Các hợp chất có tínhđộc rõ rệt đối với các vi khuẩn nhìn chung không có trong nước thải sinh hoạt Ảnhhưởng độc hải của sunfua không nghiêm trọng và ảnh hưởng của oxy hòa tan chỉ cóthể xuất hiện khi hệ thống xử lý kỵ khí có thiết kế không hợp lý

2.4.1 Ảnh hưởng của nhiệt độ tới quá trình phân hủy kỵ khí

Đối với các loại nước thải có nồng độ chất ô nhiễm cao, nhiệt độ vận hành đốivới một quy mô công suất nào đó có thể xem như một quá trình có đều chỉnh hệthống xử lý kỵ khí, vì trong giới hạn cho phép, nó có thể được kiểm soát bằng việc

sử dụng metan sinh ra để làm ấm nước thải Hình thức này không áp dụng cho đượccho trường hợp các loại nước thải nồng độ thấp như nước thải sinh hoạt vì nănglượng thu được từ metan sinh ra không đủ làm tăng nhiệt độ của hệ thống Nhiệt độlớn nhất được sinh ra từ sự đốt cháy metan thu được từ quá trình phân hủy 500mg/LCOD ( giá trị điển hình cho nước thải thô) là 1,5 kcal/L Về lý thuyết việc làm tăngnhiệt độ lên 1,5OC là có thể thực hiện được, nhưng giá trị tối đa này chỉ có thể đạtđược khi các chất ô nhiễm được chuyển hóa hoàn toàn thành metan – COD và nhiệtlượng chứa trong metan được khai thác toàn bộ Vì thế, nước thải sinh hoạt cần phảiđược xử lý tại nhiệt độ nó đạt được khi vào hệ thống, nhiệt độ này luôn thấp hơnnhiệt độ tối ưu cho quá trình phân hủy kỵ khí

Cũng như các quá trình sinh học khác, hiệu suất phân hủy kỵ khí phụ thuộcnhiều vào nhiệt độ Tốc độ chuyển hóa của các quá trình phân hủy kỵ khí diễn ra

nhanh nhất với các điều kiện “mesophilic” trong khoảng từ 35OC đến 40OC và

“thermophilic” khoảng 55OC Đối với xử lý nước thải sinh hoạt chỉ liên quan đếnphân hủy mesophilic, ảnh hưởng của nhiệt độ tới hiệu suất phân hủy kỵ khí trongđiều kiện mesophilic được mô tả qua biểu đồ trên hình 4 Từ hình 4 có thể suy racác kết luận như sau:

1 Khoảng nhiệt độ tối ưu nhất là giữa 30 và 40OC

Đối với các mức nhiệt độ thấp hơn khoảng tối ưu, hiệu suất phân hủy giảm

khoảng 11% khi giảm 1OC, hoặc theo phương trình Arrhenius

Trong đó: T – nhiệt độ ( OC)

rt, r30 – hiệu suất phân hủy tại các mức nhiệt độ tương ứng T và 30OC Trên cơ sở hiệu suất phân hủy tại 30OC, sử dụng phương trình trên có thể tínhđược hiệu suât phân hủy tại 20 và 10OC tương ứng là 35 và 12%

Hình 4 Ảnh hưởng của nhiệt độ tới hiệu suất phân hủy kỵ khí trong điều kiện

Mesophilic

Nguồn: Henzen và Haremoes ( 1983) Ảnh hưởng của nhiệt độ tới quá trình phân hủy kỵ khí không bị hạn chế khi thayđổi tốc độ của quá trình Các quá trình phân hủy kỵ khí kéo dài cũng bị ảnh hưởng.Hình 5 mô tả quan hệ giữa hiệu suất phân hủy bùn lắng ( bùn sơ cấp) và thời gianphân hủy tại các nhiệt độ khác nhau ( O’Rourke, 1968) Biểu đồ này biểu thị rõ sựphụ thuộc nhiệt độ của quá trình phân hủy chất rắn Sự biến đổi thành các phần nhỏcủa các chất hữu cơ bị phân hủy có thể được cho là do hiệu suất thủy phân thấp.Trong điều kiện thực tế, điều đó có nghĩa là các hợp chất hữu cơ lơ lửng có thểđược tách khỏi nước ở nhiệt độ thấp, thậm chí có khi không bị chuyển hóa, vì có thể

bị giữ lại trong lớp bùn đáy và góp phần làm tăng sinh khối bùn trong hệ thống xử

lý Sau khi trở thành một phần của bùn, nó có thể được thải ra dưới dạng bùn dư.Bùn dư có thể được xử lý trong công trình phân hủy khác trong điều kiện nhiệt độcao hơn nhiệt độ nước thải Với tất cả các quy mô công suất, khả năng áp dụng quátrình phân hủy kỵ khí tại các khu vực có điều kiện khí hậu nhiệt đới ( nhiệt độ nướcthải trên 20OC) và cận nhiệt đới ( nhiệt độ nước thải trên 15OC) thường khả thi hơn

so với các vùng khí hậu ôn đới và lạnh ( nhiệt độ trên 10OC)

Hình 5 Ảnh hưởng của nhiệt độ tới quá trình phân hủy kỵ khí bùn sơ cấp.

Nguồn: O’Rourke(1968)

2.4.2 Ảnh hưởng của pH

Giá trị và độ ổn định của pH trong bể phản ứng kỵ khí là yếu tố quan trọng vìquá trình metan hóa chỉ đạt hiệu suất cao trong điều kiện pH được duy trì ở mứctrung tính Khi giá trị pH thấp hơn 6,3 hoặc cao hơn 7,8 thì hiệu suất của quá metanhóa giảm Các vi khuẩn lên men axit ít nhạy cảm với các giá trị pH cao hay thấp, vìvậy quá trình lên men axit sẽ chiếm ưu thế hơn metan hóa, điều đó có thể gây nênhiện tượng làm “chua” các thành phần trong bể phản ứng

Giá trị pH trong bể phản ứng được thiết lập sau khi đạt được mức cân bằng iontrong các thành phần gốc axit khác nhau có mặt trong hệ thống Các thành phần gốcaxit yếu có ảnh hưởng lớn và đặc biệt là các hợp chất của axit cacbonic thường làyếu tố quyết định, vì nồng độ của chúng nhìn chung thường vượt quá mức cơ bản sovới các hợp chất khác như phốt phat, amonia hoặc sunfat

2.4.3 Ảnh hưởng của các chất độc hại

Ngoài nồng độ ion hydro, một số các thành phần khác cũng ảnh hưởng đến hiệusuất phân hủy kỵ khí, thậm chí với nồng độ rất thấp, như các kim loại nặng và cáchợp chất hữu cơ – axit Tuy nhiên, sự có mặt của các hợp chất này với nồng độ gâyhại trong nước thải thường rất hiếm xảy ra Các hợp chất có thể gây ảnh hưởng xấuthường là oxy và sunfit Khả năng xâm nhập của oxy có thể xảy ra thông qua hệ

thống phân phối nước thải, nhưng sẽ được tiêu thụ cho sự chuyển hóa oxy hóa trongquá trình lên men axit Vì vậy thường không có oxy hòa tan trong bể phản ứng kỵkhí, mặc dù không khí có thể xâm nhập vào cùng nước thải đầu vào, vì vậy sự xâmnhập của nó sẽ không gây ảnh hưởng đối với hoạt động của bể phản ứng Sunfit cóthể được tạo thành trong quá trình từ phản ứng khử sunfat Tuy nhiên, theo công bốcủa Rinzema (1989) nồng độ sunfit có trong hệ thống xử lý kỵ khí nước thải đô thị(tới 50mg/l) thấp hơn nhiều so với giá trị nồng độ tối thiểu có thể gây tác hại cho hệthống Vì vậy, tác hại của các độc tố thường không phải là vấn đề cần lưu tâm đốivới các hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt.

2.5 ỨNG DỤNG VÀ HOẠT ĐỘNG

2.5.1 Ưu điểm của quá trình kỵ khí

Các quá trình kỵ khí yêu cầu ít năng lượng, phát sinh ít bùn dư, yêu cầu chất dinhdưỡng ít, và có thể chịu được tải lượng thể tích lớn:

- Phát sinh năng lượng mới: quá trình xử lý kỵ khí làm phát sinh năng lượng mớitương đương 10,4 x 106 kJ/ngđ, trong khi các quá trình hiếu khí lại yêu cầu sử dụngnăng lượng -1,9x106 kJ/ngđ ( xem bảng 2)

- Sản lượng sinh khối thấp hơn: quá trình kỵ khí làm giảm lượng sinh khối dư với

hệ số 6 đến 8, và điều này sẽ giảm chi phí cho công đoạn xử lý bùn cặn

- Nhu cầu các chất dinh dưỡng thấp hơn: Đối với các quá trình xử lý hiếu khíbằng bùn hoạt tính, tỷ lệ thích hợp giữa BOD và các chất dinh dưỡng có trong nướcthải là BOD : N: P = 100: 5:1 Tuy nhiên, trong quá trình xử lý kỵ khí, nhu cầu sửdụng các chất dinh dưỡng ít hơn theo tỉ lệ BOD: N: P = 350÷500: 5: 1 Nước thải

có đủ nitơ, phốt pho và các thành phần vi lượng khác nhau để đáp ứng nhu cầu vềchất dinh dưỡng trong xử lý kỵ khí Ngược lại, đối với quá trình xử ký hiếu khíthường cần bổ sung thêm các chất dinh dưỡng

- Tải lượng thể tích cao hơn: quá trình kỵ khí thường đạt được tải lượng hữu cơcao hơn so với quá trình hiếu khí (tải lượng hữu cơ là 3,2 ÷ 32kg COD/m3.ngđ đốivới quá trình kỵ khí cao hơn nhiều so với mức 0,5 ÷ 3,2 COD/ m3.ngđ đối với quátrình hiếu khí)(Speece,1996) Lượng chất hữu cơ được loại bỏ nhiều hơn hơn trênđơn vị thể tích công trình

2.5.2 Nhược điểm của quá trình kỵ khí

Trái lại, xử lý kỵ khí đòi hỏi thời gian khởi động lâu hơn, bổ sung thêm các chấtkiềm, xử lý nước thải và vi khuẩn kỵ khí thường rất nhạy cảm với các chất độc

- Thời gian khời động lâu hơn: tốc độ phát triển các vi khuẩn kỵ khí thường chậmhơn vì vậy đòi hỏi thời gian khời động hệ thống lâu hơn thường từ 8 đến 12 tuần

- Yêu cầu bổ sung kiềm: cần đảm bảo nồng độ kiềm ở mức từ 2000 đến 3000mg/L (theo CaCO3) để trung hòa lượng khí CO2 và các axit hữu cơ dễ bay hơi phátsinh từ quá trình phân hủy kỵ khí các chất hữu cơ và duy trì pH thích hợp với sựphát triển của các vi khuẩn Nếu lượng kiềm này không có sẵn trong nước thải hoặckhông được tạo bởi quá trình phân hủy các chất đạm hay axit amoni, nhu cầu bổsung thêm các chất kiềm sẽ làm tăng chi phí hóa chất đáng kể

- Yêu cầu xử lý bổ sung: khả năng chịu tải lượng hữu cơ cao hơn, lượng chất hữu

cơ được xử lý nhiều hơn, và thông thường nồng độ hữu cơ trong nước thải đầu vàocao hơn nên nước thải sau quá trình xử lý kỵ khí thường có dư nhiều chất hữu cơhơn so với nước sau xử lý hiếu khí và cần được xử lý bổ sung nhằm đáp ứng yêucầu chất lượng xả Một chuỗi các bể phản ứng kết hợp các quá trình kỵ khí và hiếukhí có thể được ứng dụng trong xử lý nước thải đô thị ở những vùng có khí hậu ấm,nhằm làm giảm bớt nhu cầu sử dụng năng lượng và giảm lượng bùn thải phát sinh(Goncalves và Avaujo, 1999; Garuti và cs., 1992)

Bảng 2 So sánh nhu cầu năng lượng trong các hệ thống xử lý kỵ khí và hiếu khí

Năng lượng Kỵ khí Giá trị ( KJ/ ngđ) Hiếu khí

a Nhu cầu tiêu thụ oxy = 0,8 kg O2/kg COD được xử lý;

b Hiệu suất làm thoáng = 1,52 kg O2/ kW.h(3600 kJ = 1 kWh);

c Hiệu suất phát sinh thêm metan = 0,35 m3/ kg COD được xử lý;

d Hiệu suất năng lượng của metan = 35846 kJ/ m3 (ở 0OC và 1 atm)

CHƯƠNG 3: CÁC HỆ THỐNG XỬ LÝ KỴ KHÍ NƯỚC THẢI

3.1 HỆ THỐNG XỬ LÝ KỴ KHÍ CỔ ĐIỂN

3.1.1 Những ứng dụng đầu tiên

Ứng dụng đầu tiền của quá trình phân hủy kỵ khí để xử lý nước thải được tiếnhành trong bể khí được Mouras triển khai tại Pháp vào cuối thế kỷ trước Vàokhoảng đầu thế kỷ 20, một số hệ thống xử lý kỵ khí mới đã được triển khai ví dụnhư bể tự hoại của Cameron ở Anh, bể lắng hai vỏ của Imhoff ở Đức Trong cả hai

hệ thống này, nước thải chảy qua phần trên của hệ thống, bùn cặn lắng xuống tạo ravùng kỵ khí ở đáy bể Các thành phần chất rắn lắng được có trong nước thải sẽ lắngxuống vùng đáy và được phân hủy trong điệu kiện kỵ khí Trong bể tự hoại, hiệusuất lưu giữ các chất rắn lắng được có thể bị ảnh hưởng bởi các chất trôi nổi dânglên từ đáy, hoặc do sự kết dính các chất rắn bởi các bọt khí sinh học tạo thành hỗnhợp váng Điều này không xảy ra trong bể lắng hai vỏ do các chất rắn được lắngxuống khoang phân hủy riêng và bọt khí phát sinh dâng lên từ đáy không vào đượckhoang lắng Trong thời gian sau, xuất hiện các bể lắng hai vỏ cải tiến Tại các bểnày, các chất rắn tích tụ trong khoang phân hủy được gia tăng nhiệt, vì vậy làm tăngtốc độ phân hủy kỵ khí Thời gian lưu giữ nước trong bể tự hoại và bể lắng hai vỏ làmột đến hai ngày, đủ để loại bỏ các chất rắn lắng được Do vậy, các hệ thống nàytrên thực tế là các hệ thống xử lý sơ cấp kết hợp xử lý sinh học các chất rắn lắngđược

Trong các hệ thống xử lý kỵ khí thời đầu, việc xử lý được tiến hành trên cơ sởquá trình lắng các chất hữu cơ lơ lững Do chỉ một phần các chất hữu cơ chảy vào là

có thể lắng được (một phần ba tới một nữa), nên hiệu suất xử lý tối đa của các hệthống này chỉ đạt 30÷50% tính theo chất hữu cơ dễ phân hủy sinh học và phụ thuộcnhiều vào tính chất của nước thải và khả năng lắng cặn

Hiệu quả xử lý thấp của các hệ thống sơ cấp có thể được cho là do thiết kế chưahợp lý Do khả năng tiếp xúc kém giữa các vi sinh vật kỵ khí trong hệ thống và cácthành phần chất hữu cơ không lắng được trong nước thải đầu vào, phần lớn chấthữu cơ hòa tan hoặc đã được thủy phân không được chuyển hóa bị cuốn trôi theodòng thải ra khỏi hệ thống Tại thời điểm đó, các khái niệm và ý nghĩa của việc tạo

khả năng tiếp xúc tốt giữa chất hữu cơ và các quần thể vi khuẩn chưa được nhậnthức đầy đủ Khả năng hoạt động kém của hệ thống kỵ khí đã phát sinh các thànhkiến cho rằng khả năng xử lý của hệ thống này kém hơn so với các hệ thống hiếukhí, các thành kiến này vẫn còn tồn tại cho đến ngày nay tuy nhiên, tong cùngkhoảng thòi gian đó, từ có các kết quả nghiên cứu được triển khai trong thực tế đãcho thấy rằng hệ thống xử lý kỵ khí hiện đại được thiết kế hợp lý có thể đạt đượchiệu suất xử lý cao đối với các chất hữu cơ có thể phân hủy sinh học, thậm chí vớithời gian lưu nước rất ngắn.

3.1.2 Hồ sinh học kỵ khí

Hồ sinh học kỵ khí về cơ bản không khác biệt với các hệ thống xử lý kỵ khí thờiđầu được mô tả trong phần trên Chúng cũng là các hệ thống lưu chuyển với cặnlắng kỵ khí được tích tụ ở phần đáy Các hồ kỵ khí có khối tích lớn hơn các hệthống xử lý bước đầu rất nhều, và thường không được che đậy Việc khuấy trộnnước trong hệ thống (độ sâu 2÷5 m) có thể xảy ra nhờ chuyển động dâng lên củacác bọt khí sinh học, cũng do tác động của gió và ánh nắng mặt trời (khuấy trộn cơhọc và khuấy trộn nhiệt) Hồ kỵ khí thường chỉ dùng riêng cho xử lý nước thải, đặcbiệt là được sử dụng như bước tiến xử lý trong một chuỗi các hồ làm ổn định nướcthải Thời gian lưu nước thải trong các hồ kỵ khí (thồng thường từ hai đến nămngày) thường lâu hơn trong các hệ thống xử lý nước đầu và do đó hiệu suất xử lýchất hữu cơ cũng cao hơn Với thời gian lưu nước từ một đến năm ngày, hồ kỵ khí

có thể xử lý BOD trong nước thải sinh hoạt đạt hiệu suất 50÷70% (Mara, 1976).Trên hình 6 biểu thị kết quả một số nghiên cứu về quan hệ hàm số giữa hiệu suất

xử lý BOD và thời gian lưu nước

Trong bảng 3 tóm tắt các điều kiện vận hành hồ kỵ khí thực hiện tại các nghiêncứu khác nhau Mặc dù các số liệu thí nghiệm có dải tương đối rộng, nhưng có thểthấy rõ là hiệu suất có xu hướng tăng khi tăng thời gian lưu nước Từ các kết quả thínghiệm có thể xây dựng công thức thực nghiệm xác định quan hệ giữa hiệu suất xử

lý và thời gian lưu (hydraulic retention time – HRT) Quan hệ tuyến tính của đồ thịlogarit trên hình 6 sẽ là :

Trong đó: E – hiệu suất xử lý chất hữu cơ (%)

Bảng 3 Các điều kiện vận hành hồ kỵ khí trong xử lý nước thải sinh hoạt.Tham khảo HRT (ngđ) Tải lượng hữu

chức năng xử lý của hồ sẽ có xu hướng tùy tiện ( tức là có điều kiện hiếu khí tại lớpnước bề mặt) hơn là kỵ khí Với các giá trị điển hình về độ sâu (2÷3 m) và BODđầu vào ( 250mg/L hay 0,25 kg/m3), hồ có thể đạt được mức tải 0,1 kg-BOD/m2.ngđvới thời gian lưu bằng 0,25 x (2÷3)/0,1 = (5÷7) ngày Vì vậy, cần có thời gian lưu íthơn sáu ngày nhằm đảm bảo điều kiện kỵ khí trong hồ.

3.2 CÁC HỆ THỐNG XỬ LÝ TỐC ĐỘ CAO

Trên hình 7 mô tả sơ đồ nguyên lý hoạt động của các hệ thống xử lý kỵ khí tốc

độ cao Về cơ bản, có hai cơ chế lưu bùn được sử dụng

(1) Cố định bùn: sử dụng vật liệu lưu giữ bùn Loại này bao gồm bể lọc kỵ khí dòngchảy xuôi hoặc dòng chảy ngược (hình 7a và 7b) và các bể phản ứng có tầng bùnđáy hoạt động theo cơ chế dòng chảy tuần hoàn (hình 7c) hoặc cơ chế tạo lớp bùn lơlửng (hình 7d)

Hình 7 Sơ đồ nguyên lý hoạt động của các hệ thống xử lý kỵ khí tốc độ cao.

(a) Lọc kỵ khí dòng chảy ngược (LKKN); (b) Lọc kỵ khí dòng chảy

xuôi(LKKX)(c) Tầng bùn đáy chuyển động (BCĐ); (d) Tầng bùn đáy giãn nở (BGN)

(d) Quá trình tiếp xúc ; (f ) UASB( g ) Bể kỵ khí dòng chảy ngược; (h) Tầng bùn hạt giãn nở (BHGN)

(2) Tách lỏng - rắn và tuần hoàn chất rắn đã được tách Loại này bao gồm quá trìnhtiếp xúc, quá trình kỵ khí giống như quá trình bùn hoạt tính (hình 7c) có dùng thêm

bể lắng riêng biệt và bể UASB (hình 7g)

Các loại hệ thống xử lý kỵ khí khác nhau đã được áp dụng rộng để xử lý nướcthải của nhiều loại hình công nghiệp, nhưng cho đến nay quá trình xử lý kỵ khíhiếm khi được sử dụng trong xử lý nước thải sinh hoạt, vì vậy các thông tin thựcnghiệm còn rất hạn chế Trên thực tế, kinh nghiệm vận hành các hệ thống xử lý kỵkhí tốc độ cao mới chỉ hạn chế ở việc sử dụng các công trình: bể lọc kỵ khí, bể kỵkhí với lớp bùn chuyển động và giãn nở, bể UASB có hoặc không có thiết bị táchpha lỏng - rắn Do vậy, trong phần này chỉ tập trung thảo luận các phần này

3.2.1 Bể lọc kỵ khí

Bể lọc kỵ khí (LKK) chủ yếu được sử dụng để xử lý nước thải công nghiệp, mặc

dù còn ở mức độ tương đối hạn chế Bể LKK có thể hoạt động tốt với tải lượng hữu

cơ 10÷20 kg COD/m3.ngđ khi có nồng độ và tính chất của các thành phần hữu cơtrong nước thải không có tính độc hại Nhược điểm lớn của hệ thống LKK là giáthành của các vật liệu lọc cao, thậm chí có thể ngang bằng với giá thành xây dựngcông trình Các hệ thống LKK thường được dùng để xử lý nước thải từ các loạinghành công nghiệp khác nhau, nhưng đối với nước thải sinh hoạt, hệ thống nàycòn ít được áp dụng với quy mô công suất lớn

Các số liệu biểu thị khả năng hoạt động của một số hệ thống LKK (dòng chảy ngược có vật liệu lọc dạng rời và dạng cố định theo mô-đun) vận hành trong điều kiện phòng thí nghiệm và trong thực tế được tổng kết bằng biểu đồ logarit thể hiện mối quan hệ giữa hiểu suất xử lý COD và thời gian lưu nước (hình 8a) Quan hệ giữa các thông số này có thể được biểu thị bằng phương trình :

HRT – thời gian lưu nước (ngđ).

Từ biểu đồ nêu trên hình 8a, ta thấy: c1 = 0,5 và c2 = 0,87, do đó công thức đượcviết thành:

3.2.2 Các hệ thống có lớp bùn đấy chuyển động và giãn nỡ

Trong các hệ thống có lớp bùn đáy chuyển động (hình 7c), vật liệu lưu giữ bùn

có dạng hạt được giữ ở trạng thái luôn chuyển động do lực cản ma sát của dòngchảy ngược gây nên Vật liệu lưu giữ bùn sử dụng trong hệ thống BCĐ cần có tỷtrọng thấp như chất dẻo hoặc antraxit nhằm giảm vận tốc cần thiết của dòng chấtlòng chảy ngược, do đó giảm chi phí vận hành máy bơm Quá trình BCĐ đòi hỏiđường kính của hạt vật liệu nhỏ hơn 3mm và vận tốc dòng chảy ngược khoảng20m/h Nước thải sau xử lý được tuần hoàn để đảm bảo duy trì độ ổn định của vậntốc dòng chảy ngược Độ sâu của bể dao động từ 4 đến 6 m Với diện tích tiếp xúc

bề mặt lớn của hạt vật liệu trong tần bùn chuyển động sẽ đảm bảo khả năng lưu giữđược lượng sinh khối lớn trong hệ thống Quá BCĐ rất khả thi trong XLNT hữu cơvới các mức nồng độ đa dạng; ở nhiệt độ dưới 35OC, tải lượng hữu cơ 10÷40 kgCOD/m3.ngđ, hệ thống BCĐ có thể đạt hiệu suất xử lý COD trên 90% Bể BCĐ cóthể duy trì được nồng độ sinh khối cao, chịu được tải lượng hữu cơ lớn Do vậnhành theo chế độ tuần hoàn nước sau xử lý nên bể BCĐ có khả năng tự điều chỉnh(pha loãng nồng độ hữu cơ đầu vào bằng dòng tuần hoàn), tránh được các hiệntượng gây sốc đột ngột có thể xảy ra do các dao động lớn về nồng độ chất hữu cơtrong nước thải đầu vào Các bể này cũng đòi hỏi nhiều diện tích xây dựng Quátrình BCĐ phù hợp nhất với nước thải chứa các thành phần ô nhiễm ở dạng hòa tan

vì hệ thống không có khả năng giữ lại các chất rắn Các cửa vào và ra của bể cầnđược thiết kế đảm bảo sự phân bố dòng chảy tốt Nhược điểm của hệ thống BCĐbao gồm nhu cầu điện năng vận hành bơm nhằm duy trì trạng thái chuyển động củavật liệu và bùn trong hệ thống, chi phí vật liệu lưu giữ bùn cao, cần kiểm soát vàduy trì sự ổn định của chiều cao tầng bùn chuyển động trong hệ thống, kiểm soát xảbùn dư, thời gian khởi động lâu

Hình 8 Quan hệ hàm số giữa hiệu suất xử lý COD và thời gian lưu nước trongmột số công trình xử lý kỵ khí tốc độ cao.

(a) Bể lọc kỵ khí; (b) Tầng BCĐ hoặc BGN; (c) Kỵ khí dòng chảy ngược;

(d) UASBQuá trình xử lý kỵ khí với tầng bùn đáy giãn nở (BGN) (hình 7d) khác với kháiniệm BCĐ bởi vận tốc dòng chảy ngược được áp dụng thấp hơn nhiều Để giữ cholớp vật liệu đệm có thể giãn nỡ, một phần nước sau xử lý được tuần hoàn bằng bơmnhằm tăng vận tốc dòng chảy ngược Tỷ lệ giãn nở bùn đáy dao động trong khoảng10%÷20%, chiều cao sau giãn nỡ khoảng 50% chiều cao hiệu dụng của bể, và vậntốc dòng chảy ngược khoảng 2 m/h Những điều kiện này sẽ tạo sự va chạm giữacác phần tử hạt và làm bong lớp màng sinh học bám trên bề mặt hạt nhanh hơn Vật

liệu đệm thường sử dụng là cát thạch anh có đường kính 0,2÷0,5 mm Than hoạttính dạng hạt gốm, zeolit cũng có thể là vật liệu phù hợp.

Trên hình 8 thể hiện các kết quả quan trắc hiệu suất xử lý và thời gian lưu nướctrong quá trình vận hành một số hệ thống BCĐ và BGN Một quan hệ giữa cácthông số này có thể được thể hiện theo công thức sau:

3.2.3 Bể xử lý sinh học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí

Bể xử lý sinh học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí (UASB) (xem hình 7f)được Lettinga và các đồng nghiệp triển khai vào những năm 1970 tại Đại họcWagenengen, Hà Lan Bể UASB là hệ thống kỵ khí tốc độ cao được sử dụng rộngrãi nhất trong xử lý kỵ khí chất thải Sơ đồ cấu tạo bể UASB được mô tả trên hình

9 Thiết bị đặt thù nhất của bể UASB là bộ phận tách pha rắn-lỏng-khí Thiết bị này

đã được bố trí ở phần trên của bể và chia bể thành 2 phần: phần dưới là phần phầnhủy, và phần trên là vùng lắng Nước thải được phân phối đều vào tại vùng đáy,chảy ngược qua lớp bùn và vào các vùng lắng thông qua các kẽ hở giữa các bộ táchpha

Do bộ tách pha có cấu tạo thành nghiêng dốc, diện tích phần nước trong vùnglắng tăng dần theo chiều dâng của dòng chảy, nên vận tốc dòng chảy ngược giảmdần khi chất lỏng chảy về phía điểm xả Do vận tốc chất lỏng giảm dần, phần bùn bịcuốn theo dòng chảy vào vùng lắng có thể kết tụ và lắng xuống Tới một thời điểmnào đó, khi trọng lượng của lớp bùn kết tụ trên bộ tách pha sẽ vượt quá lực ma sát

có thể giữ nó trên bề mặt nghiêng dốc, bùn sẽ trượt xuống khoang phân hủy phíadưới và lại tham gia vào sinh khối bùn có vai trò phân hủy chất hữu cơ trong nướcthải đầu vào Như vậy, vùng lắng ở phía trên giúp cho hệ thống có thể giữ đượckhối lượng bùn lớn trong bể UASB đồng thời hạn chế được tối thiểu nồng độ chất

lơ lửng trong nước sau xử lý

Các bọt khí sinh học phát sinh từ quá trình phân hủy kỵ khí các chất hữu cơ tronglớp bùn đáy nổi lên theo chiều dòng chảy tới bề mặt phân giới các pha lỏng-khí bêntrong thiết bị tách pha Cao trình bề mặt phân giới này có thể ngang bằng với caotrình mặt phân giới nước-khí trong vùng lắng, hoặc có thể ở mức thấp hơn nếu sửdụng van thủy lực để tăng áp suất của khí sinh học(xem hình 9) Các bông bùn dình

trên hoặc bị cuốn theo bọt khí có thể nổi lên mặt phân giới của thiết bị tách khí,nhưng sau đó sẽ lắng xuống khi các bọt khí thoát vào pha khí từ mặt phân giới Cácvách ngăn được bố trí bên dưới các khe hở giữa các thiết bị gom khí có tác dụnghướng dòng, ngăn không cho bọt khí lọt vào vùng lắng phía trên nhằm hạn chế khảnăng tạo dòng chay rối làm cản trở quá trình lắng của các hạt bùn.

Hình 9 Sơ đồ cấu tạo bể xử lý sinh học dòng chảy ngược qua lớp bùn kỵ khí ( UASB)

Một đặc tính quan trọng của quá trình UASB là khả năng tạo bùn dạng hạt(đường kính 1 ÷ 5 mm) trong hệ thống Các hạt bùn hình thành trong bể UASB có

độ bền cơ học và tỷ trọng cao, khả năng lắng tốt và độ hoạt tính tạo metan cao Bùndạng hạt được hình thành chủ yếu trong quá trình xử lý các loại nước thải chứa cácchất hòa tan Khả năng tạo bùn hạt liên quan đến các điều kiện vận hành bể UASB

và đặc tính của nước thải cần xử lý Cho tới nay, chưa thấy có hiện tượng tạo hạtnào trong các loại bể UASB xử lý nước thải thô Trong tất cả các trường hợp, chỉ cócác bông bùn được hình thành trong các bể UASB xử lý nước thải thô Tuy nhiên,hiệu suất xử lý BOD và TSS đạt được vẫn ở mức cao, điều này chứng tỏ việc tạobùn hạt không phải là điều kiện nhất thiết cho việc xử lý thành công nước thải trong

bể UASB

Để giảm chi phí xây dựng, bể xử lý kỵ khí dòng chảy ngược (hình 7g), một dạngUASB đã đơn giản hóa cũng thường được áp dụng Hệ thống này không có thiết bị

tách pha nhưng có bố trí khoang lắng nhỏ gắn liền bền trong Bộ tách pha là thiết bịthiết yếu trong bể UASB, do vậy hệ thống này sẽ được xem xét riêng.

Trên hình 8c và 8d mô phong kết quả vận hành các mô hình bể kỵ khí dòng chảyngược và bể UASB Từ các biểu đồ này có thể xây dựng được các công thức kinh nghiệm sau:

- Đối với bể kỵ khí dòng chảy ngược :

- Đối với bể UASB :

và chiều cao tăng hơn của lớp bùn hạt đã giãn nở sẽ giúp hệ thống hoạt động tốt hơnvới bể UASB thông thường

Hình 10 Quan hệ giữa hiệu suất xử lý chất hữu cơ và thời gian lưu nước

Bể phản ứng BHGN không xử lý được các chất hữu cơ không hòa tan do vận tốcdòng chảy ngược cao Chất rắn lơ lửng chảy vào được đảy quan tầng bùn hạt vàtheo dòng chảy rời khỏi hệ thống Mặt khác, các chất dạng keo có thể được xử lýmột phần do được hấp thụ vào các bông bùn.

3.3 SO SÁNH HOẠT ĐỘNG CỦA CÁC PHƯƠNG PHÁP XỬ LÝ KỴ KHÍ NƯỚC THẢI

Từ hình 10 kết hợp với các số liệu từ hình 6 (hồ kỵ khí), hình 8a (bể lọc kỵ khí),hình 8b (BCĐ và BGN), 8c (kỵ khí dòng chảy ngược) và 8d (UASB) ta thấy: các sốliệu có mối quan hệ tuyến tính giữa logarit hiệu số của hiệu suất xử lý và thời gianlưu trong tất cả cá hệ thống xử lý kỵ khí và có thể biểu thị bằng phương trình sau:

Trong đó hằng số c1 và c2 thể hiện đặc tính của các quá trình xử lý kỵ khí khácnhau có giá trị được liệt kê trong bảng 4 Có thể thấy rằng trong bất kỳ hệ thống nào, hiệu suất thực cũng chênh lệch đáng kể so với giá trị dự đoán Mặc dù số liệu chothấy:

- Đối với nhiệt độ trên 20OC, hiệu suất xử lý của các quá trình đã xem xét có thểđạt trên 80%, nhưng thời gian lưu cần thiết dao động đáng kể tùy loại hệ thống

- Khả năng xử lý của các loại bể UASB và bể BCĐ hoặc BGN có xu hướnggiống nhau khi có thời gian lưu giống nhau

- Khả năng xử lý của hệ thống UASB (với thiết kế chuẩn) thường cao hơn so với

bể xử lý kỵ khí dòng chảy ngược không có thiết bị tách pha, và bể lọc kỵ khí khihoạt động với cùng một thời gian lưu nước như nhau

Để so sánh thời gian lưu nước hay khối thể tích cần thiết của các hệ thống xử lýkhác nhau, ta biến đổi công thức ở trên về dạng phù hợp hơn:

Giá trị thời gian lưu cần thiết để đạt được hiệu suất xử lý hữu cơ 80% trong các

hệ thống khác nhau được nêu trong bảng 4 và hình 10

Bảng 4 Giá trị của các hằng số thực nghiệm và thời gian lưu nước cần thiếtnhằm đảm bảo hiệu suất xử lý COD trên 80% đối với các hệ thống kỵ khí khác nhau

(nhiệt độ ≥ 200C)

bể xử lý kỵ khí dòng chảy ngược cần có thời gian lưu nước lớn hơn bể UASB từbốn đến năm lần Do đó, việc bố trí thiết bị tách pha trong các hệ thống có lớp bùnđáy là cần thiết Chi phí cho thiết bị tách pha sẽ được bù lại do nhờ có các thiết bịnày sẽ làm được khối tích cần thiết của công trình Khi so sánh bể UASB với bểBCĐ hoặc BCN, có thể thấy rõ rằng hai hệ thống sau có nhược điểm lớn cần sửdụng bơm tuần hoàn Ngược lại, nếu có điều khiển địa hình thích hợp, bể UASB cóthể không cần sử dụng bơm Hơn nữa, bể BCĐ thường có nhiều hạn chế trong xử

lý nước thải như hiệu suất khử các chất rắn lơ lửng thấp, khả năng và duy trì sinhkhối trong bể rất hạn chế Vì vậy, hệ thống UASB có thể được coi là lựa chọn phùhợp nhất trong số các hệ thống kỵ khí sử dụng cho việc xử lý nước thải

CHƯƠNG 4: BỂ UASB 4.1 THIẾT KẾ BỂ UASB

Hình 11 Bể UASB (2D)

UASB là viết tắt của cụm từ Upflow Anaerobic Sludge Blanket, tạm dịch là bể

xử lý sinh học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí UASB được thiết kế cho nướcthải có nồng độ ô nhiễm chất hữu cơ cao và thành phần chất rắn thấp Nồng độCOD đầu vào được giới hạn ở mức thấp nhất là 100mg/l; nếu SS>3000mg/l thìkhông thích hợp để xử lý bằng UASB

UASB là quá trình xử lý sinh học kỵ khí, trong đó nước thải sẽ được phân phối

từ dưới lên và được khống chế vận tốc phù hợp (v<1m/h) Cấu tạo của bể UASBthông thường bao gồm: hệ thống phân phối nước đáy bể, tầng xử lý và hệ thốngtách pha

Nước thải được phân phối từ dưới lên, qua lớp bùn kỵ khí, tại đây sẽ diễn ra quátrình phân hủy chất hữu cơ bởi các vi sinh vật, hiệu quả xử lý của bể được quyếtđịnh bởi tầng vi sinh này Hệ thống tách pha phía trên bể làm nhiệm vụ tách các pharắn – lỏng và khí, tại đây thì các chất khí sẽ bay lên và được thu hồi, bùn sẽ rơixuống đáy bể và nước sau xử lý sẽ theo máng lắng chảy qua công trình xử lý tiếptheo.

Điều kiện áp dụng UASB:

- Bùn nuôi cấy ban đầu: nồng độ tối thiểu là 10 kg VSS/m3 Lượng bùn cho vàokhông nên nhiều hơn 60% thể tích bể

- Hàm lượng chất hữu cơ: COD 50.000mg/l thì cần pha loãng nước thải hoặctuần hoàn nước thải đầu ra

- Chất dinh dưỡng: nồng độ nguyên tố N, P, S tối thiểu có thể tính theo biểu thứcsau:

(COD/Y) : N :P : S = (50/Y) : 5: 1 :1

Y là hệ số sản lượng tế bào phụ thuộc vào loại nước thải Nước thải dễ acid hóaY= 0,03, khó acid hóa Y= 0,15

- Hàm lượng cặn lơ lửng: nước thải có hàm lượng SS lớn không thích hợp cho

mô hình này SS > 3.000 mg/l khó phân hủy sinh học sẽ lưu lại trong bể sẽ ngăn cảnquá trình phân hủy nước thải

- Nước thải chứa độc tố: UASB không thích hợp với loại nước thải có hàm lượngamonia > 2.000 mg/l hoặc hàm lượng sulphate > 500 mg/l Khi nồng độ muối caocũng gây ảnh hưởng xấu đến vi khuẩn methane Khi nồng độ muối nằm trongkhoảng 5.000 – 15.000 mg/l thì có thể xem là độc tố