Nghiên cứu yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý thành phần ammonia của nước thải cao ốc văn phòng bằng quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính

Ngày nay, cùng với sự phát triển của nền kinh tế, mức sống của người dân và sự đô thị hóa ngày một tăng cao. Theo số liệu thống kê mới đây của Bộ Xây dựng, dự kiến vào năm 2020, sẽ có 35% dân số Việt Nam sống ở các khu vực đô thị. Tốc độ đô thị hóa ngày càng tăng ở Việt Nam, cùng với đó là số lượng của các cao ốc văn phòng cũng tăng lên đáng kể. Nguồn phát sinh nước thải của các tòa cao ốc văn phòng từ tất cả các hoạt động sinh hoạt của những người đang làm việc trong tòa nhà, bao gồm nước thải phát sinh từ các hoạt động như ăn uống, sinh hoạt. Do vậy, nước thải của các tòa cao ốc cũng có thành phần tương tự như nước thải sinh hoạt, thường chứa nhiều các chất hữu cơ có khả năng phân hủy sinh học, các vi khuẩn gây bệnh (Lâm Minh Triết, 2010). Nước thải sau khi qua mạng lưới cống rãnh được xả thẳng vào sông rạch và sau cùng đổ ra biển. Theo thống kê của Cục cảnh sát phòng chống tội phạm về môi trường (năm 2009), nhiều khu công nghiệp, cơ sở sản xuất, tòa nhà văn phòng cũng không có hệ thống xử lý nước thải, do đó tình trạng ô nhiễm nguồn nước ngày càng trầm trọng hơn. Nước thải sinh hoạt thường chứa nhiều các chất hữu cơ có khả năng phân hủy sinh học, các vi khuẩn gây bệnh và các chất dinh dưỡng đặc biệt là nitơ (CENTEMA 2003). Nitơ ban đầu hiện diện trong nước thải ở dạng nitơ hữu cơ và NH3 theo thời gian nitơ hữu cơ bị chuyển hóa dần dần thành NNH3 và sau đó ở điều kiện hiếu khí quá trình oxy hóa NH3 thành nitrite và nitrate xảy ra. Nước chứa chủ yếu nitơ hữu cơ và NNH3 được xem như mới bị ô nhiễm và vì vậy tiềm ẩn nhiều nguy hiểm. Nước chứa nitrite cao có đặc tính đáng ngờ cao và nước chứa nitơ chủ yếu ở dạng nitrate được xem đã bị ô nhiễm từ lâu và cũng gây nguy hiểm với sức khỏe cộng đồng (Nguyễn Trung Việt và cộng sự, 2011: 141). Vì vậy, việc xử lý chất dinh dưỡng có trong nước thải sinh hoạt đặc biệt là nitơ với nồng độ cao từ nước thải của các tòa nhà cao ốc văn phòng so với nước thải sinh hoạt là hết sức cần thiết cũng như cần quan tâm đến các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình xử lý nitơ có trong nước thải sinh hoạt của các tòa nhà nhằm nâng cao hiệu quả xử lý. Nước thải chứa nhiều chất ô nhiễm khác nhau, đòi hỏi phải xử lý bằng những phương pháp, quá trình và công nghệ thích hợp. Hiện nay, có nhiều phương pháp khác nhau được sử dụng trong công nghệ xử lý nước thải sinh hoạt như: Phương pháp lý học: bể điều hòa, bể lắng, bể lọc,… Phương pháp hóa học: hấp phụ, khử trùng,… Phương pháp sinh học: hiếu khí, kỵ khí, thiếu khí,… Để xử lý nước thải cục bộ trước khi xả vào hệ thống thoát nước chung của thành phố, quá trình sinh học hiếu khí (Aerobic Biological Processes) đã được ứng dụng rộng rãi 2 tại nhiều nơi. Đây là một trong những công nghệ truyền thống thường được sử dụng và có thể xem như một quá trình tối ưu để xử lý nước thải sinh hoạt trong nhiều thập kỷ qua. Điển hình là quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định (Aerobic Attached Growth Treatment Processes) thường được áp dụng khi xử lý nước thải sinh hoạt bằng quá trình xử lý sinh học. Trong quá trình này, vi sinh vật sẽ tăng trưởng và dính bám lên các giá thể (vật liệu dính bám) hình thành lớp màng sinh học (màng biofilm) trên bề mặt các giá thể. Khi đó, quá trình khoáng hóa chất hữu cơ và xử lý chất dinh dưỡng sẽ xảy ra khi nước thải tiếp xúc với các giá thể nhờ sự hoạt động của vi sinh vật trong điều kiện hiếu khí. Ngoài ra, do quá trình tạo thành màng biofilm trên các giá thể cố định nên quá trình trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định không cần phải tuần hoàn bùn cũng như lượng khí cần cung cấp là ít hơn so với quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng lơ lửng (Aerobic Suspended Growth Treatment Processes). Hơn thế nữa, nồng độ bùn (VSS) của quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định cao nên tải trọng chất hữu cơ (kg BODkg VSS–ngày đêm hoặc kg BODm3–ngày đêm) áp dụng cao hơn quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng lơ lửng. Vì vậy, đề tài được thực hiện để nghiên cứu yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý thành phần ammonia của nước thải cao ốc văn phòng bằng quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định nhằm nâng cao hiệu quả xử lý của các trạm xử lý nước thải hiện hữu tại các tòa nhà cao ốc văn phòng, góp phần cải thiện chất lượng nước nguồn tiếp nhận, bảo vệ môi trường và sức khỏe con người.

TRƯỜNG ĐẠI HỌC VĂN LANG KHOA CÔNG NGHỆ VÀ QUẢN LÝ MÔI TRƯỜNG

LUẬN VĂN THẠC SĨ

NGHIÊN CỨU YẾU TỐ ẢNH HƯỞNG ĐẾN HIỆU QUẢ XỬ LÝ THÀNH PHẦN AMMONIA CỦA NƯỚC THẢI CAO ỐC VĂN PHÒNG BẰNG QUÁ TRÌNH BÙN HOẠT TÍNH HIẾU KHÍ TĂNG TRƯỞNG

DÍNH BÁM CỐ ĐỊNH

Chuyên ngành: Kỹ thuật Môi trường

Mã số: 60520320

Phan Nguyễn Nguyệt Minh

Hướng dẫn Khoa học: TS Nguyễn Trung Việt

Khoa Công nghệ và Quản lý Môi trường Trường Đại học Văn Lang

TRƯỜNG ĐẠI HỌC VĂN LANG KHOA CÔNG NGHỆ VÀ QUẢN LÝ MÔI TRƯỜNG

LUẬN VĂN THẠC SĨ

NGHIÊN CỨU YẾU TỐ ẢNH HƯỞNG ĐẾN HIỆU QUẢ XỬ LÝ THÀNH PHẦN AMMONIA CỦA NƯỚC THẢI CAO ỐC VĂN PHÒNG BẰNG QUÁ TRÌNH BÙN HOẠT TÍNH HIẾU KHÍ TĂNG TRƯỞNG

DÍNH BÁM CỐ ĐỊNH

Chuyên ngành: Kỹ thuật Môi trường

Mã số: 60520320

Phan Nguyễn Nguyệt Minh

Hướng dẫn Khoa học: TS Nguyễn Trung Việt

Luận văn được chấp thuận bởi Hội đồng phản biện gồm:

PGS TS Lê Thanh Hải – Chủ tịch Hội đồng PGS TS Trần Thị Mỹ Diệu – Phản biện 1

TS Trịnh Bảo Sơn – Phản biện 2

Luận văn Thạc sĩ được bảo vệ tại Hội đồng chấm luận văn Thạc sĩ Trường Đại học Văn Lang

Ngày 15 tháng 10 năm 2016

Luận văn “Nghiên cứu yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý thành phần ammonia của

nước thải cao ốc văn phòng bằng quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định” đã được chỉnh sửa theo kết luận của hội đồng chấm luận văn Thạc sĩ tại

Trường Đại học Văn Lang ngày 15 tháng 10 năm 2016 Biên bản giải trình chỉnh sửa được đính kèm trong luận văn này

Thành phố Hồ Chí Minh, ngày tháng năm

Xác nhận của Giáo viên hướng dẫn

TS Nguyễn Trung Việt

Xác nhận của Chủ tịch hội đồng

PGS TS Lê Thanh Hải

CỘNG HÒA XÃ HỘI CHỦ NGHĨA VIỆT NAM

Độc lập - Tự do - Hạnh phúc

BẢN GIẢI TRÌNH CÁC NỘI DUNG CHỈNH SỬA LUẬN VĂN THẠC SĨ

Ngành Kỹ thuật Môi trường

Kính gửi: Hội đồng chấm luận văn thạc sĩ

Ban chủ nhiệm Khoa Công nghệ và Quản lý Môi Trường

Tôi tên là: Phan Nguyễn Nguyệt Minh

Là học viên cao học Ngành Kỹ thuật Môi trường, Khóa 2 (2013), Lớp K2M.CH1

Luận văn thạc sĩ đã trình bày trước Hội đồng ngày 15 tháng 10 năm 2016 với tên đề tài:

“Nghiên cứu yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý thành phần ammonia của nước thải cao ốc văn phòng bằng quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định”

Tôi đã hoàn chỉnh luận văn theo các ý kiến đóng góp của Hội đồng và nhận xét của giáo viên phản biện Các nội dung hiệu chỉnh như sau:

Nội dung góp ý

Giải trình nội dung đã chỉnh

sửa (chỉ rõ trang nào trong luận văn đã chỉnh sửa)

Bổ sung nội dung nghiên cứu đánh giá

hiệu quả xử lý giữa mô hình bùn hoạt tính

hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định và

mô hình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng

lơ lửng

Đã bổ sung ở trang 31 và 32

Bổ sung thông số tính tải trọng theo chất

hữu cơ và theo N-NH4+ trong giai đoạn

khởi động và giai đoạn tăng tải trọng

Đã bổ sung ở trang 33 và 34

Bổ sung giải thích việc áp dụng mô hình xử

lý đồng thời chất hữu cơ và nitrate hóa

trong cùng bể hiếu khí

Đã bổ sung ở trang 31

Bổ sung lượng kiềm tiêu thụ dự kiến, tải

trọng theo chất hữu cơ và theo N-NH4+

trong giai đoạn nghiên cứu ảnh hưởng của

liều lượng kiềm

Đã bổ sung ở trang 35

Bổ sung phương pháp kiểm soát nồng độ

DO đối với nghiên cứu ảnh hưởng của

Đã bổ sung ở trang 32 và 35

nồng độ oxy hòa tan trong công trình thực

tế và mô hình kiểm chứng

Bổ sung thông số tải trọng, bùn sử dụng là

bùn mới, vật liệu mới hay được nối tiếp từ

những thí nghiệm trước

Đã bổ sung ở trang 32 và 37

Giải thích thành phần nước thải trình bày

trong bảng 3.7 (trang 35 của luận văn khi

trong khoảng 59 – 94 mg/L so với nồng độ N-

NH4+ kiểm soát trong các thí nghiệm là 70

– 80 mg/L

Do quá trình khảo sát sơ bộ ban đầu tại công trình thực tế phân tích được nồng độ N-NH4+

trong khoảng 59 – 94 mg/L và khi thực hiện các thí nghiệm thì nồng độ N-NH4+ dao động khác với giá trị trên Đã chỉnh sửa ở trang 32; 33; 34; 35 và 36

Giải thích só liệu biến thiên lưu lượng nước

cấp và biến thiên lưu lượng nước thải

được đo cùng ngày hay hai ngày khác

Bổ sung thông số tính tải trọng tính theo

chất hữu cơ và N đối với thí nghiệm thay

đổi thời gian lưu nước để thấy rõ khả năng

chịu tải của mô hình

Đã chỉnh sửa ở trang 53

Cần đổi thông số kg/ngày sang

mgCaCO3/mgN-NH4+ đối với thí nghiệm

ảnh hưởng của độ kiềm để dễ so sánh

Đã chỉnh sửa ở trang 55; 56 và

57

Đồ thị hình 4.29 cần ghi rõ „pH sau bổ sung

Trong phần kết luận nên bổ sung thông số

tải trọng tính theo chất hữu cơ và N, thông

mgCaCO3/mgN-NH4+ bị khử hoặc caần xử

lý và nên áp dụng công nghệ bùn hoạt tính

hiếu khí dính bám hay lơ lửng

Đã chỉnh sửa ở trang 61

Nội dung và phương pháp nghiên cứu

chưa phù hợp, bởi vì: thực hiện nghiên cứu

trên công trình thực tế rồi lại kiểm nghiệm

ở các mô hình PTN

Đã chỉnh sửa cấu trúc nội dụng

và phương pháp nghiên cứu

Các mô hình bùn hoạt tính hiếu khí dính

bám và lơ lửng trong PTN không phù hợp

cho quá trình khử nitrate không có vùng

phân hủy thiếu khí anoxic (cho quá trình

khử nitrate) và cũng không thấy trình bày

Quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định (MH 1), vi sinh vật sẽ tăng trưởng

và dính bám lên các giá thể (vật

dòng bùn tuần hoàn như thế nào liệu dính bám) hình thành lớp

màng sinh học (màng biofilm) trên bề mặt các giá thể nên không cần phải tuần hoàn bùn) Hơn thế nữa, nồng độ DO khuếch tán qua lớp màng biofilm giảm dần tạo điều kiện thiếu khí cho quá trình khử nitrate Đối với quá trình bùn hoạt hoạt tính hiếu khí tăng trưởng lơ lửng (MH 2) thì không xảy ra các quá trình trên nên thực hiện nghiên cứu để

so sánh hiệu quả xử lý của hai quá trình từ đó làm cơ sở áp dụng cho công trình thực tế

Dòng bùn tuần hoàn của MH 2

đã được bổ sung ở trang 32 Kết quả trình bày không chặt chẽ, không

tương thích với phần mục tiêu và nội dung Đã chỉnh sửa cấu trúc trình bày và bổ sung giải thích ở trang 47 Không có phần so sánh, biện luận với các

nghiên cứu khác

Đã bổ sung ở trang 52 và 59

Các phần không liên quan nên cho vào phụ

Cần viết cho rõ sự cần thiết, mục tiêu và

nội dung thực hiện

Đã chỉnh sửa ở trang 1 và 2

Làm rõ nét nổi bật trong phương pháp

Phần trình bày về biến thiên nồng độ của

nước thải đầu vào dài dòng

Đã chỉnh sửa và bổ sung vào phần phụ lục

Số liệu tổng quan có ammonia, nito tổng

Xác nhận của Giáo viên hướng dẫn

(Ký tên, ghi rõ họ tên)

TP Hồ Chí Minh, ngày tháng năm

Học viên

(ký tên, ghi rõ họ tên)

Cam kết

Tôi xin cam đoan danh dự rằng kết quả nghiên cứu của đề tài “Nghiên cứu yếu tố ảnh

hưởng đến hiệu quả xử lý thành phần ammonia của nước thải cao ốc văn phòng bằng quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định” là kết quả lao động của

chính tác giả, chưa được người khác công bố trong bất cứ công trình nghiên cứu nào”

Thành phố Hồ Chí Minh, ngày tháng năm

Xác nhận của Giáo viên hướng dẫn

TS Nguyễn Trung Việt

Xác nhận của Học viên

Phan Nguyễn Nguyệt Minh

Lời cảm ơn

Không có sự thành công nào không gắn liền với những sự hỗ trợ, giúp đỡ dù gián tiếp hay trực tiếp, dù ít hay nhiều.Với lòng biết ơn sâu sắc,trước hết, tôi xin chân thành cảm ơn Giáo viên hướng dẫn TS Nguyễn Trung Việt người đã tận tình hướng dẫn, chỉ dạy tôi trong suốt thời gian học tập và thực hiện luận văn Tiếp sau đó, tôi xin chân thành cảm ơn tất cả Thầy,

Cô và các Anh, Chị trong Khoa Công nghệ và Quản Lý Môi trường – Trường Đại học Văn Lang đã hỗ trợ và góp ý để tôi có thể hoàn thành tốt luận văn này

Bên cạnh đó, tôi cũng rất biết ơn các anh, chị và các bạn ở phòng thí nghiệm Khoa Công nghệ và Quản Lý Môi trường – Trường Đại học Văn Lang đã cùng làm việc và giúp đỡ tôi trong thời gian thực hiện luận văn

Ngoài ra, cảm ơn Gia đình tôi đã luôn bên cạnh, động viên và tạo mọi điều kiện cho tôi học tập tốt nhất Bên cạnh gia đình,tôi không quên kể đến người yêu thương đã đồng hành, chia

sẻ cùng tôi trong những chặng đường vừa qua cũng như bạn bè đã luôn khuyến khích, động viên mỗi khi tôi gặp khó khăn

Cuối cùng, xin cảm ơn dự án “Cải tạo Trạm xử lý nước thải Tòa nhà Cao ốc văn phòng số 43

Mạc Đĩnh Chi, phường Đa Kao, quận 1, thành phố Hồ Chí Minh" – điểm khởi đầu để tôi thực

hiện nghiên cứu này

Một lần nữa xin bày tỏ lòng biết ơn chân thành của tôi đến tất cả

Phan Nguyễn Nguyệt Minh

Tóm tắt

Nitơ tồn tại ở nhiều dạng khác nhau và mỗi dạng tồn tại của nó đều có thể gây ra các vấn đề

về môi trường Đối với nước thải từ các cao ốc văn phòng, ammonia và nitơ hữu cơ sẽ bị chuyển hóa sinh học để tạo thành nitrite và nitrate nhờ quá trình xử lý hiếu khí Sau đó, trong điều kiện thiếu khí, quá trình khử nitrate sẽ xảy ra làm chuyển hóa nitrite và nitrate thành khí nitơ, thoát vào môi trường Vì vậy nghiên cứu được thực hiện để đánh giá yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý thành phần ammonia của nước thải cao ốc văn phòng bằng quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định tại công trình xử lý nước thải thực tế nhằm nâng cao hiệu quả xử lý ammonia tại trạm xử lý nước thải hiện hữu cũng như có thể ứng dụng cho các công trình xử lý nước thải khác Thông số đầu vào của nước thải sử dụng cho nghiên cứu này bao gồm: nồng độ ammonia (55 – 80 mg/L), pH (6,65 – 7,26) và độ kiềm (164 – 480 mgCaCO3/L) Mất 14 ngày để vận hành cho giai đoạn thích nghi Giá trị ammonia sau xử lý đạt ổn định từ 2 – 3 mg/L tương ứng hiệu quả xử lý (EN-NH4+)là 95,7% – 96,9% và nồng độ nitrate không lớn hơn 44 mg/L Kết quả nghiên cứu cho thấy, hiệu quả xử lý ammonia tốt nhất (89,2% – 98,5%) khi vận hành trạm xử lý với thời gian lưu nước (HRT) là 7 giờ Nồng độ ammonia sau xử lý là 1 – 8 mg/L và nồng độ nitrate dao động 30 – 41 mg/L Khi giảm HRT lần lượt còn 5,8 giờ, 4,7 giờ và 3,9 giờ thì hiệu quả xử lý ammonia cũng giảm dần và không đạt yêu cầu cho phép xả thải (12 mg/L) Bên cạnh đó, với hóa chất bổ sung độ kiềm (NaHCO3) được thêm vào đủ hay dư thì lượng ammonia còn lại sau xử lý là 1 – 4 mg/L (EN-NH4+ = 97,1% - 98,8%) và nồng độ ammonia sau xử lý tăng lên là 12 – 31 mg/L khi khối lượng NaHCO3 bổ sung giảm còn 10 kg/ngày Hiệu quả xử lý ammonia lúc này giảm còn 58,7% – 84% Giá trị nitrate trong nghiên cứu này dao động trong khoảng 28 – 48 mg/L Ngoài ra, hiệu quả xử lý ammonia cũng thay đổi khi nồng độ oxy hòa tan (DO) được điều chỉnh lần lượt là khoảng 6; 4 và 2 mg/L Với khoảng dao động DO là 6 mg/L thì hiệu quả của quá trình nitrate hóa cao (89,3% – 98,8%) và nồng độ ammonia sau xử lý là 1 – 9 mg/L Nồng độ nitrate trong giai đoạn này là 27 – 45 mg/L Tuy nhiên, ở hai khoảng dao động còn lại lượng ammonia xử lý được thấp hơn (34 – 54 mg/L) tương ứng hiệu quả xử lý là 48,7% – 81,1% Nghiên cứu kiểm chứng cho thấy nồng độ ammonia còn lại của mô hình áp dụng quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định (mô hình 1) là 1 – 6 mg/L, nồng độ nitrate là 24 – 44 mg/L và nồng độ ammonia còn lại của mô hình áp dụng quá trình bùn hoạt tính hiếu tăng trưởng lơ lửng (mô hình 2) là 1 – 6 mg/L, nồng độ nitrate là 55 – 89 mg/L Với kết quả đạt được có thể chỉ ra rằng hiệu quả xử lý ammonia mô hình 1 tốt hơn mô hình 2 do

mô hình 1 xảy ra đồng thời quá trình nitrate hóa và khử nitrate Như vậy, việc xây dựng thêm công trình khử nitrate là không cần thiết do đó có thể tiết kiệm chi phí đầu tư cũng như giảm chi phí vận hành

Nitrogen exists in different forms and each form potentially causes environmental problems Ammonia and organic nitrogen in wastewater from office buildings can be metabolized to form nitrite and nitrate through aerobic treatment process After that, in anoxic condition, the denitrification will occur to transform nitrite and nitrate into nitrogen, then nitrogen returns to environment Therefore, this research was carried out to evaluate the factors that influence ammonia treatment efficiency in wastewater from office buildings by fixed activated sludge with attached growth processto enhance the ammonia treatment efficiency in existing treatment plants as well as can apply for the others wastewater treatment plants The parameters of wastewater which used for this study included: ammonia (55- 80 mg/L), pH (6.65 to 7.26) and alkalinity (164 – 480 mgCaCO3/L) It took 14 days to operate for the adapted period The effluent ammonia concentration was stable from 2 to 3 mg/L with treatment efficiency (EN-NH4+) and nitrate concentration was 95.7% – 96.9% and lower than

44 mg/L, respectively The results of research indicated thatthe highest ammonia removal efficiency (89.2% – 98.5%) was obtained when the treatment plant was operated with the hydraulic retention time (HRT) of 7 hours The effluent ammonia concentration was 1 – 8 mg/L and nitrate concentration ranged from 30 to 41 mg/L In case of reducing HRT to 5.8 hours, 4.7 hours and 3.9 hours, the ammoniatreatment efficiency also decreased and was not complied with the discharge standard (12 mg/L) Besides, if the amount of NaHCO3 was added enough or even more in orderto increase the alkalinity, the ammonia concentration from the effluent varied from 1 to 4 mg/L (EN-NH4+ = 97.1% - 98.8%) whereas this parameter increased to 12 – 31 mg/L when the volume of NaHCO3decreased to 10 kg/day Thus, ammonia treatment efficiency dropped by 58,7% to 84% The value of nitrate in this study ranged from 28 to 48 mg/L In addition, the ammonia removal efficiency would change when dissolved oxygen concentration (DO) was adjusted to about 6; 4 and 2 mg/L The nitrification process efficiency was high (89.3% – 98.8%)and the concentration of ammonia after treatment was 1-9 mg/L in term of DO value was around 6 mg/L Nitrate concentration in this periodwas 27 – 45 mg/L However, with the remaining values of DO, the amount of treated ammonia was lower (34 – 54 mg/L) with the treatment efficiency of 48.7% – 81.1%, respectively Result from control experiments showed that the effluent ammonia concentration of the model which applied fixed activated sludge with attached growth process (model 1) was 1 – 6 mg/L, nitrate concentration was 24 – 44 mg/L whereas in activated sludge with suspended growth process model (model 2), the ammonia concentration after treatment was 1 – 6 mg/L and the value of nitrate was in the range of 55 and 89 mg/L This result demonstrated that the ammonia removal efficiency of the first model was better than the second model because the nitrification and the denitrification process occurred simultaneously in model 1 Therefore, building denitrificcation reactor is unnecessary leading

to save investment cost as well as reduce operation cost

MỤC LỤC

Trang bìa

Trang bìa lót

Trang bìa có tên chủ tịch và 2 phản biện

Xác nhận luận văn đã được chỉnh sửa

Biên bản họp hội đồng chấm luận văn

Nhận xét Phản biện 1

Nhận xét Phản biện 2

Bản giải trình các nội dung chỉnh sửa luận văn

Cam kết của học viên về nội dung luận văn

2.2 Tổng quan quá trình tăng trưởng sinh học hiếu khí 12

2.2.2 Mô tả quá trình tăng trưởng sinh học hiếu khí 13 2.2.3 Ưu và nhược điểm của công nghệ xử lý nước thải sinh học hiếu khí 16

2.2.5 Các yếu tố ảnh hưởng đến các công trình xử lý nước thải sinh học

hiếu khí

20

2.3 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học 21 2.3.1 Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình nitrat hóa 21 2.3.2 Các yếu tố ảnh hướng đến quá trình khử nitrate 25

Chương 3 MÔ HÌNH THÍ NGHIỆM VÀ PHƯ NG PHÁP NGHIÊN CỨU 27

3.1 Mô hình nghiên cứu và hệ thống các công trình xử lý 27

3.2 Nghiên cứu kiểm chứng hiệu quả xử lý ammonia bẳng quá trình bùn hoạt

tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định và quá trình bùn hoạt tính hiếu

tăng trưởng lơ lửng

31

3.3 Nghiên cứu ảnh hưởng của thời gian lưu nước đến hiệu quả xử lý ammonia 33 3.4 Nghiên cứu ảnh hưởng của liều lượng kiềm đến hiệu quả xử lý ammonia 34 3.5 Nghiên cứu ảnh hưởng của nồng độ oxy hòa tan (do) đến hiệu quả xử lý

4.1 Nghiên cứu kiểm chứng hiệu quả xử lý ammonia bằng quá trình bùn hoạt

tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định và quá trình bùn hoạt tính hiếu

tăng trưởng lơ lửng

DANH SÁCH CHỮ VIẾT TẮT

ADP : Ngân hàng phát triển Châu Á

BOD : Nhu cầu oxy sinh hoá (Biochemical Oxygen Demand)

BXD : Bộ xây dựng

BTNMT : Bộ Tài nguyên Môi trường

CENTEMA : Trung Tâm Nghiên Cứu Ứng Dụng Về Công Nghệ & Quản Lý Môi Trường

COD : Nhu cầu oxy hoá học (Chemical Oxygen Demand)

DO : Nồng độ oxy hoà tan (Dissolved Oxygen)

HRT : Thời gian lưu nước

N-NH 4 : Ammonia

N-NO 2- : Nitrogen - Nitrite

N-NO 3- : Nitrogen - Nitrate

QCVN : Quy chuẩn Việt Nam

SS : Chất rắn lơ lửng (Suspended Solid)

VSS : Chất rắn lơ lửng bay hơi (Volatile Suspended Solids)

XLNT : Xử lý nước thải

DANH SÁCH BẢNG

Bảng 2.1 Tiêu chuẩn thải nước của một số cơ sở dịch vụ và công trình công cộng 5

Bảng 2.2 Tiêu chuẩn thải nước theo mức độ thiết bị vệ sinh trong nhà tại Việt Nam 6

Bảng 2.3 Lượng chất bẩn của một người trong một ngày xả vào hệ thống thoát nước 6

Bảng 2.4 Giá trị các thông số ô nhiễm làm cơ sở tính toán giá trị tối đa cho phép trong

nước thải sinh hoạt

6

Bảng 2.5 Thành phần nước thải sinh hoạt ở TP Hồ Chí Minh 7

Bảng 2.6 Thành phần nước thải sinh hoạt của một số nước 7

Bảng 2.7 Thành phần nước thải sinh hoạt trên thế giới 8

Bảng 2.8 Thành phần nước thải sinh hoạt từ các nguồn khác nhau trên địa bàn thành

phố Hồ Chí Minh

9

Bảng 2.9 Một số công nghệ xử lý nước thải đang được sử dụng tại các trạm xửlý

nước thải ở miền Nam Việt Nam

12

Bảng 2.10 Vi khuẩn tồn tại trong quá trình bùn hoạt tính 18

Bảng 2.11 Mối quan hệ giữa nhiệt độ và tốc độ sinh trưởng riêng cực đại 21

Bảng 3.1 Thông số bể bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám 31

Bảng 3.3 Thông số vận hành trong thời gian khởi động 33

Bảng 3.4 Thông số vận hành bể bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám trong

giai đoạn giảm HRT

34

Bảng 3.5 Thông số vận hành bể bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám trong

thời gian nghiên cứu ảnh hưởng của liều lượng kiềm bổ sung đến hiệu quả

xử lý ammonia

35

Bảng 3.6 Thông số vận hành bể bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám trong

thời gian nghiên cứu ảnh hưởng của nồng độ DO đến hiệu quả xử lý ammonia

36

Bảng 3.8 Thông số nguồn vi sinh vật sử dụng cho nghiên cứu tại công trình thực tế 37

Bảng 3.19 Thông số nguồn vi sinh vật sử dụng cho nghiên cứu kiểm chứng 37

Bảng 4.1 So sánh kết quả với nghiên cứu khác về hiệu quả của quá trình nitrate hóa 52

Bảng 4.2 So sánh kết quả với nghiên cứu khác về hiệu quả khử nitrate 59

DANH SÁCH HÌNH

H nh 2.1 Đồ thị về sự tăng trưởng của vi khuẩn trong bể xử lý 15

Hình 2.2 Đồ thị về sự tăng trưởng tương đối của các vi sinh vật trong bể xử lý nước

thải

15

Hình 2.4 Các công nghệ của quá trình sinh học hiếu khí 17

Hình 2.5 Mối quan hệ giữa nhiệt độ và tốc độ sinh trưởng riêng cực đại 21

Hình 3.2 Hệ thống đường ống và đá bọt phân phối khí 27

Hình 3.3 Mặt bằng trạm xử lý nước thải sinh hoạt tòa nhà PVFCCo số 43 Mạc Đĩnh

Chi, phường Đa Kao, quận 1

29

Hình 3.4 Mặt cắt trạm xử lý nước thải sinh hoạt tòa nhà PVFCCo số 43 Mạc Đĩnh Chi,

phường Đa Kao, quận 1

30

Hình 4.1 Các giá trị pH khi vận hành mô hình kiểm chứng 39

Hình 4.2 Hiệu quả xử lý COD của mô hình kiểm chứng 40

Hình 4.3 Tần suất xuất hiện nồng độ COD đầu vào của mô hình kiểm chứng 40

Hình 4.5 Hiệu quả xử lý SS của hai mô hình kiểm chứng 42

Hình 4.6 Hiệu quả xử lý ammonia của hai mô hình kiểm chứng 42

Hình 4.7 Tần suất xuất hiện nồng độ ammonia đầu vào của mô hình kiểm chứng 43

Hình 4.8 Tỉ lệ giữa nồng độ ammonia và độ kiềm cần thiết 44

Hình 4.9 Hiệu quả xử khử nitrate của hai mô hình kiểm chứng 45

Hình 4.10 Giá trị pH trong giai đoạn vận hành thích nghi 46

Hình 4.11 Giá trị COD và BOD trong giai đoạn vận hành thích nghi 47

Hình 4.12 Giá trị SS trong giai đoạn vận hành thích nghi 48

Hình 4.13 Giá trị ammonia và nitrate trong giai đoạn vận hành thích nghi 48

Hình 4.15 Giá độ kiềm trong giai đoạn vận hành thích nghi 50

Hình 4.16 Giá trị pH trước và sau xử lý khi thay đổi thời gian lưu nước 51

Hình 4.17 Hiệu quả quá trình nitrate hóa khi thay đổi thời gian lưu nước 51

Hình 4.18 Hiệu quả quá trình khử nitrate khi thay đổi thời gian lưu nước 53

Hình 4.19 Giá trị pH trước và sau xử lý khi thay đổi liều lượng hóa chất bổ sung độ kiềm 54

Hình 4.20 Hiệu quả của quá trình nitrate hóa khi thay đổi liều lượng hóa chất bổ sung độ

Hình 4.23 Giá trị pH trước và sau xử lý khi thay đổi nồng độ oxy hòa tan (DO) 57

Hình 4.24 Hiệu quả của quá trình nitrate hóa khi thay đổi nồng độ oxy hòa tan (DO) 58

Hình 4.25 Hiệu quả của quá trình khử nitrate khi thay đổi nồng độ oxy hòa tan (DO) 59

CHƯ NG 1 GIỚI THIỆU CHUNG 1.1 ĐẶT VẤN ĐỀ

Ngày nay, cùng với sự phát triển của nền kinh tế, mức sống của người dân và sự đô thị hóa ngày một tăng cao Theo số liệu thống kê mới đây của Bộ Xây dựng, dự kiến vào năm 2020, sẽ có 35% dân số Việt Nam sống ở các khu vực đô thị Tốc độ đô thị hóa ngày càng tăng ở Việt Nam, cùng với đó là số lượng của các cao ốc văn phòng cũng tăng lên đáng kể Nguồn phát sinh nước thải của các tòa cao ốc văn phòng từ tất cả các hoạt động sinh hoạt của những người đang làm việc trong tòa nhà, bao gồm nước thải phát sinh từ các hoạt động như ăn uống, sinh hoạt Do vậy, nước thải của các tòa cao ốc cũng có thành phần tương tự như nước thải sinh hoạt, thường chứa nhiều các chất hữu cơ có khả năng phân hủy sinh học, các vi khuẩn gây bệnh (Lâm Minh Triết, 2010) Nước thải sau khi qua mạng lưới cống rãnh được xả thẳng vào sông rạch và sau cùng đổ ra biển Theo thống kê của Cục cảnh sát phòng chống tội phạm về môi trường (năm 2009), nhiều khu công nghiệp, cơ sở sản xuất, tòa nhà văn phòng cũng không có hệ thống xử lý nước thải, do đó tình trạng ô nhiễm nguồn nước ngày càng trầm trọng hơn

Nước thải sinh hoạt thường chứa nhiều các chất hữu cơ có khả năng phân hủy sinh học, các vi khuẩn gây bệnh và các chất dinh dưỡng đặc biệt là nitơ (CENTEMA 2003) Nitơ ban đầu hiện diện trong nước thải ở dạng nitơ hữu cơ và NH3 theo thời gian nitơ hữu cơ bị chuyển hóa dần dần thành N-NH3 và sau đó ở điều kiện hiếu khí quá trình oxy hóa NH3 thành nitrite và nitrate xảy ra Nước chứa chủ yếu nitơ hữu cơ và N-NH3

được xem như mới bị ô nhiễm và vì vậy tiềm ẩn nhiều nguy hiểm Nước chứa nitrite cao có đặc tính đáng ngờ cao và nước chứa nitơ chủ yếu ở dạng nitrate được xem đã

bị ô nhiễm từ lâu và cũng gây nguy hiểm với sức khỏe cộng đồng (Nguyễn Trung Việt

và cộng sự, 2011: 141) Vì vậy, việc xử lý chất dinh dưỡng có trong nước thải sinh hoạt đặc biệt là nitơ với nồng độ cao từ nước thải của các tòa nhà cao ốc văn phòng so với nước thải sinh hoạt là hết sức cần thiết cũng như cần quan tâm đến các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình xử lý nitơ có trong nước thải sinh hoạt của các tòa nhà nhằm nâng cao hiệu quả xử lý

Nước thải chứa nhiều chất ô nhiễm khác nhau, đòi hỏi phải xử lý bằng những phương pháp, quá trình và công nghệ thích hợp Hiện nay, có nhiều phương pháp khác nhau được sử dụng trong công nghệ xử lý nước thải sinh hoạt như:

- Phương pháp lý học: bể điều hòa, bể lắng, bể lọc,…

- Phương pháp hóa học: hấp phụ, khử trùng,…

- Phương pháp sinh học: hiếu khí, kỵ khí, thiếu khí,…

Để xử lý nước thải cục bộ trước khi xả vào hệ thống thoát nước chung của thành phố, quá trình sinh học hiếu khí (Aerobic Biological Processes) đã được ứng dụng rộng rãi

tại nhiều nơi Đây là một trong những công nghệ truyền thống thường được sử dụng và

có thể xem như một quá trình tối ưu để xử lý nước thải sinh hoạt trong nhiều thập kỷ qua

Điển hình là quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định (Aerobic Attached - Growth Treatment Processes) thường được áp dụng khi xử lý nước thải sinh hoạt bằng quá trình xử lý sinh học Trong quá trình này, vi sinh vật sẽ tăng trưởng và dính bám lên các giá thể (vật liệu dính bám) hình thành lớp màng sinh học (màng biofilm) trên bề mặt các giá thể Khi đó, quá trình khoáng hóa chất hữu cơ và xử lý chất dinh dưỡng sẽ xảy ra khi nước thải tiếp xúc với các giá thể nhờ sự hoạt động của vi sinh vật trong điều kiện hiếu khí Ngoài ra, do quá trình tạo thành màng biofilm trên các giá thể cố định nên quá trình trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định không cần phải tuần hoàn bùn cũng như lượng khí cần cung cấp là ít hơn so với quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng lơ lửng (Aerobic Suspended - Growth Treatment Processes) Hơn thế nữa, nồng độ bùn (VSS) của quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định cao nên tải trọng chất hữu cơ (kg BOD/kg VSS–ngày đêm hoặc kg BOD/m3–ngày đêm) áp dụng cao hơn quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng lơ lửng

Vì vậy, đề tài được thực hiện để nghiên cứu yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý thành phần ammonia của nước thải cao ốc văn phòng bằng quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định nhằm nâng cao hiệu quả xử lý của các trạm xử

lý nước thải hiện hữu tại các tòa nhà cao ốc văn phòng, góp phần cải thiện chất lượng nước nguồn tiếp nhận, bảo vệ môi trường và sức khỏe con người

1.2 M ỤC TIÊU VÀ NỘI DUNG NGHIÊN CỨU

1.2.1 Mục tiêu

Đề tài được thực hiện để nghiên cứu yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý thành phần ammonia của nước thải cao ốc văn phòng bằng quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định nhằm nâng cao hiệu quả xử lý của các trạm xử lý nước thải hiện hữu tại các tòa nhà cao ốc văn phòng

1.2.2 Nội dung

Mục tiêu nghiên cứu được thực hiện với các nội dung sau:

- Tổng quan về thành phần nước thải sinh hoạt nước thải và cao ốc văn phòng;

- Tổng quan về công nghệ xử lý nước thải bằng quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám;

- Nghiên cứu kiểm chứng hiệu quả xử lý ammonia bằng quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định và quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng lơ lửng tại phòng thí nghiệm;

- Vận hành công trình thực tế sau cải tạo đến khi hiệu quả xử lý ổn định;

- Nghiên cứu các yếu tố ảnh hưởng: (1) thời gian lưu nước, (2) độ kiềm và (3) nồng

độ oxy hòa tan đến hiệu quả xử lý thành phần ammonia tại công trình thực tế

1.3 GIỚI HẠN CỦA ĐỀ TÀI

Nghiên cứu sử dụng nước thải tòa nhà cao ốc văn phòng PFVCCo số 43 Mạc Đĩnh Chi, phường Đa Kao, quận 1, thành phố Hồ Chí Minh

1.4 CẤU TRÚC ĐỀ CƯ NG

Luận văn được trình bày trong 5 Chương

Chương 1 giới thiệu một cách tổng quát về nước thải cao ốc văn phòng, nước thải sinh hoạt, xác định sự cần thiết của đề tài Mục tiêu và nội dung nghiên cứu cũng được trình bày rõ trong chương này

Chương 2 trình bày tổng quan về đặc tính nước thải cao ốc văn phòng và nước thải sinh hoạt Bên cạnh đó, Chương 2 cũng trình bày tóm tắt các quá trình xử lý sinh học hiếu khí, giới thiệu quá trình bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định và các yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý

Chương 3 trình bày công nghệ xử lý nước thải hiện hữu của tòa nhà PVFCCo số 43 Mạc Đĩnh Chi và phương pháp thực hiện nghiên cứu Các kết quả và thảo luận được trình bày trong Chương 4

Chương 5 sẽ trình bày các kết luận nhận thấy được từ đề tài cũng như các kiến nghị cần thiết

CHƯ NG 2 TỔNG QUAN 2.1 TỔNG QUAN VỀ NƯỚC THẢI SINH HOẠT

2.1.1 Định nghĩa

Nước thải sinh hoạt là nước được thải bỏ sau khi sử dụng cho các mục đích sinh hoạt của cộng đồng: tắm, giặt giũ, tẩy rửa, vệ sinh cá nhân,… Chúng thường được thải ra từ các căn hộ, cơ quan, trường học, bệnh viện, khu thương mại, cao ốc văn phòng, chợ

và các công trình công cộng khác (Lâm Minh Triết, 2010)

Theo định nghĩa của Hiệp hội Viện nghiên cứu Xử lý nước thải không tập trung (Consortium of Institutes for Decentralized Wastewater Treatment - CIDWT, 2009), nước thải sinh hoạt được xác định gồm:

- Nước xám (grey wastewater): nước thải từ nhà bếp, tắm, giặt, vệ sinh nhà cửa, vệ sinh cá nhân, máy giặt,

- Nước đen (black wastewater): nước thải từ hố xí, có chứa lượng cặn cao,

Lượng nước thải sinh hoạt của một khu dân cư phụ thuộc vào dân số, vào tiêu chuẩn cấp nước và đặc điểm của hệ thống thoát nước Tiêu chuẩn cấp nước sinh hoạt cho một khu dân cư phụ thuộc vào khả năng cung cấp nước của các nhà máy nước hay các trạm cấp nước hiện có Các trung tâm đô thị thường có tiêu chuẩn cấp nước cao hơn so với các vùng ngoại thành và nông thôn, do đó lượng nước thải sinh hoạt tính trên một đầu người cũng có sự khác biệt giữa thành thị và nông thôn (Lâm Minh Triết, 2010)

Trong nước thải sinh hoạt các chất hữu cơ chiếm khoảng 50 – 60% tổng các chất gồm các chất hữu cơ thực vật như cặn bã thực vật, rau, hoa, quả, giấy… và các chất hữu

cơ động vật như chất thải bài tiết của người và động vật, xác động vật,… Các chất hữu

cơ trong nước thải theo đặc tính hóa học gồm chủ yếu là protein (chiếm 40 – 60%), hydrat cacbon (25-50%), các chất béo, dầu mỡ Ure cũng là chất hữu cơ quan trọng trong nước thải sinh hoạt (Lâm Minh Triết, 2010) Nồng độ các chất hữu cơ thường được xác định thông qua chỉ tiêu BOD và COD

Ngoài ra, trong nước thải còn chứa các chất hoạt tính bề mặt mà điển hình là các chất tẩy tổng hợp (Alkyl bezen sunfonat) rất khó phân hủy sinh học và gây hiện tượng sủi bọt trong các trạm xử lý nước thải Các chất vô cơ trong nước thải chiếm 40 – 42% chủ yếu là cát, đất sét, các axit, bazơ vô cơ, dầu khoáng,… (Lâm Minh Triết, 2010)

Trong nước thải sinh hoạt có mặt nhiều vi khuẩn, virus, nấm, rong tảo, trứng giun sán,… Trong số các dạng vi sinh vật đó có thể có cả các vi trùng gây bệnh như: lỵ, thương hàn, ecoli, coliform,… với số lượng từ 105 6 con/mL (Lâm Minh Triết, 2010)

2.1.2 Tiêu chuẩn ả thải

Lượng nước thải sinh hoạt của khu dân cư được xác định trên cơ sở nước cấp Tiêu chuẩn nước thải sinh hoạt của các khu dân cư đô thị thường là từ 100 đến 250 L/người/ngày (đối với các nước đang phát triển) và từ 150 đến 500 L/người/ngày (đối với các nước phát triển) Tiêu chuẩn cấp nước các đô thị nước ta hiện nay dao động từ

200 đến 270 L/người/ngày Đối với khu vực thị trấn, nông thôn, tiêu chuẩn nước thải sinh hoạt từ 80 đến 150 L/người/ngày (TCXDVN 33:2006/BXD) Tiêu chuẩn nước thải phụ thuộc vào tiêu chuẩn cấp nước Trên thực tế tiêu chuẩn nước thải sinh hoạt lấy từ

70 đến 75% tiêu chuẩn cấp nước cho mục đích nào đó (Hoàng Huệ, 2010)

Ngoài ra, lượng nước thải sinh hoạt của khu dân cư còn phụ thuộc vào điều kiện trang thiết bị vệ sinh nhà ở (Bảng 2.2), đặc điểm khí hậu thời tiết và tập quán sinh hoạt của người dân Những đô thị lớn có thể lấy tiêu chuẩn thoát nước lớn hơn so với những đô thị loại nhỏ Tiêu chuẩn thoát nước trong những ngày lễ, ngày thứ bảy, chủ nhật lớn hơn tiêu chuẩn những ngày bình thường (Hoàng Huệ, 2010) Lượng nước thải sinh hoạt tại các cơ sở dịch vụ, công trình công cộng phụ thuộc vào loại công trình, chức năng, số người tham gia, phục vụ trong đó

Tóm lại, nước thải sinh hoạt thải ra không đồng đều theo ngày, theo giờ,… và tiêu chuẩn thoát nước không đồng đều giữa các đô thị và các vùng khác nhau của đô thị

Tiêu chuẩn thải nước của một số loại cơ sở dịch vụ và công trình công cộng này được trình bày tóm tắt trong Bảng 2.1 Tiêu chuẩn thải nước theo mức độ thiết bị vệ sinh trong các ngôi nhà tại Việt Nam được trình bày tóm tắt trong Bảng 2.2 Lượng chất thải của một người trong một ngày xả vào hệ thống thoát nước được trình bày trong Bảng 2.3

Bảng 2.1 Tiêu chuẩn thải nước của một số cơ sở dịch vụ và công trình công cộng

(L/ngày)

Nguồn: Metcalf & Eddy (2014)

Bảng 2.2 Tiêu chuẩn thải nước theo mức độ thiết bị vệ sinh trong nhà tại Việt Nam

Mức độ thiết bị vệ sinh trong nhà Tiêu chuẩn thải nước

(L/người.ngđ)

Các nhà bên trong có hệ thống cấp thoát nước, có dụng

Các nhà bên trong có hệ thống cấp thoát nước, có dụng

cụ vệ sinh và thiết bị tắm thong thường (tắm hương

sen)

110 - 140

Các nhà bên trong có hệ thống cấp thoát nước, có dụng

Nguồn: Mạng lưới thoát nước, Hoàng Huệ ,2010

Bảng 2.3 Lượng chất bẩn của một người trong một ngày xả vào hệ thống thoát nước

Bảng 2.4 Giá trị các thông số ô nhiễm làm cơ sở tính toán giá trị tối đa cho phép trong nước

thải sinh hoạt

2.1.3 Thành phần nước thải sinh hoạt

Thành phần nước thải sinh hoạt gồm hai loại (Lâm Minh Triết, 2010):

- Nước thải nhiễm bẩn do chất bài tiết của con người từ các phòng vệ sinh

- Nước thải nhiễm bẩn do các chất thải sinh hoạt: cặn bã từ nhà bếp, các chất rửa trôi kết quả của làm vệ sinh sàn nhà

Tùy vào mức độ phát triển của khu vực, mức sống cũng như thói quen sinh hoạt của người dân mà thành phần nước thải ở các khu vực cũng sẽ khác nhau Bảng 2.5 trình bày thành phần nước thải sinh hoạt tại Thành phố Hồ Chí Minh Bảng 2.6 trình bày thành phần nước thải sinh hoạt ở một số nước như Jordan, Palestine, Ai Cập, Hà Lan

và Columbia Bảng 2.7 trình bày thành phần nước thải sinh hoạt của một số nước khác trên thế giới

Bảng 2.5 Thành phần nước thải sinh hoạt ở TP Hồ Chí Minh

Bảng 2.6 Thành phần nước thải sinh hoạt của một số nước

Thông số Đơn vị Jordan Palestine Ai Cập Hà Lan Columbia

Bảng 2.7 Thành phần nước thải sinh hoạt trên thế giới

Nguồn: Metcalf and Eddy (2004); Mahvi và cộng sự (2004); U.S.EPA (2004); Akporhonor and Asia

(2007);Zhoavà cộng sự (2008); Sundaresan and Philip (2008); Darvishi1 và cộng sự (2010)

Theo các số liệu tham khảo được về đặc tính nước thải sinh ở TP Hồ Chí Minh (CENTEMA tháng 09/2003 cũng như các số liệu về đặc tính nước thải sinh hoạt trên thế giới (Metcalf and Eddy (2004); Mahvi và cộng sự (2004); U.S.EPA (2004); Akporhonor and Asia (2007); hoa và cộng sự (2008); Sundaresan and Philip (2008); Darvishi1 và cộng sự (2010) ta thấy có sự khác biệt rõ ràng:

- Hàm lượng chất hữu cơ trong nước thải ở Việt Nam thấp hơn so với các nước trên thế giới Nồng độ COD trong nước thải ở TP Hồ Chi Minh dao động trong khoảng 75 – 300 mg/L (Bảng 2.5) trong khi ở các nước trên thế giới giá trị này dao động COD trong khoảng 200 - 800 mg/L (Bảng 2.7)

- Tương tự, với các chỉ tiêu khác có trong nước thải tại TP Hố Chí Minh như hàm lượng chất rắn lơ lửng dao động trong khoảng 32 – 200 mg/L, hàm lượng N-NH3 với khoảng dao động 0,5 – 25 mg/L, hàm lượng N-Tổng từ 5,9 đến 12,9 mg/L và P-Tổng

là 1,6 mg/L (Bảng 2.5) còn so với trên thế giới hàm lượng chất rắn lơ lửng dao động

từ 120 đến 400 mg/L, hàm lượng N-NH3 dao động từ 10 đến 52 mg/L, N-Tổng 20 –

80 mg/L và P-Tổng 4 – 20 mg/L (Bảng 2.7)

Như vậy, nồng độ các chất ô nhiễm có trong nước thải ở TP Hồ Chí Minh thấp hơn so với các nước trên thế giới do phong tục tập quán sinh hoạt khác nhau, nên có thể công nghệ xử lý nước thải sinh hoạt ở TP Hồ Chí Minh sẽ đơn giản hơn so với các nước trên thế giới

Tuy nhiên, với từng nguồn phát sinh khác nhau, thành phần nước thải sinh hoạt cũng thay đổi tương ứng Dao động thành phần nước thải sinh hoạt từ các nguồn khác nhau trên địa bàn thành phố Hồ Chí Minh được tổng hợp, phân tích và trình bày trong Bảng 2.8

Bảng 2.8 Thành phần nước thải sinh hoạt từ các nguồn khác nhau trên địa bàn thành phố Hồ

Chí Minh

STT Nguồn phát sinh pH SS

(mg/L)

COD (mg/L)

N-NH 4 + (mg/L)

N-NO 3 - (mg/L)

Độ kiềm (mg/L)

1 Khu dân cư Tân

Trong các nguồn nước thải sinh hoạt được khảo sát, nước thải phát sinh từ nhà hàng

có pH thấp nhất (4,38 - 5,69), có nồng độ COD (1152 - 1600 mgO2/l), nồng độ SS cao nhất (473 - 570 mg/L) Giá trị độ kiềm cao xuất hiện trong nước thải phát sinh từ cao ốc văn phòng, bệnh viện và chung cư Giá trị N-NH4+ trong nước thải chung cư, khu dân

cư và cao ốc văn phòng có giá trị cao (60 - 167 mgCaCO3/L), trong đó chung cư có giá trị N-NH4+ cao nhất là 167 mg/L Giá trị N-NO3- trong nước thải sinh hoạt thường rất thấp, chủ yếu thấp hơn 1 mg/L

Nước thải sinh hoạt có những tính chất, tác hại đến môi trường của nước thải do các thành phần ô nhiễm tồn tại trong nước thải gây ra (Chương trình Môi trường Liên Hiệp Quốc - UNEP):

- COD, BOD: sự khoáng hóa, ổn định chất hữu cơ tiêu thụ một lượng lớn và gây thiếu hụt oxy của nguồn tiếp nhận dẫn đến ảnh hưởng đến hệ sinh thái môi trường nước Nếu ô nhiễm quá mức, điều kiện yếm khí có thể hình thành Trong quá trình phân hủy yếm khí sinh ra các sản phẩm như H2S, NH3, CH4,… làm cho nước có mùi hôi thối và làm giảm pH của môi trường

- SS: lắng đọng ở nguồn tiếp nhận, gây điều kiện yếm khí

- Nhiệt độ: nhiệt độ của nước thải sinh hoạt thường không ảnh hưởng đến đời sống của thuỷ sinh vật nước (Nidal Mahmoud, Birzeit University, 2011)

- Vi khuẩn gây bệnh: gây ra các bệnh lan truyền bằng đường nước như tiêu chảy, ngộ độc thức ăn, vàng da

- Ammonia, P: đây là những nguyên tố dinh dưỡng đa lượng Nếu nồng độ trong nước quá cao dẫn đến hiện tượng phú dưỡng hoá (sự phát triển bùng phát của các loại tảo, làm cho nồng độ oxy trong nước rất thấp vào ban đêm gây ngạt thở và diệt vong các sinh vật, trong khi đó vào ban ngày nồng độ oxy rất cao do quá trình hô hấp của tảo thải ra)

- Dầu mỡ: gây mùi, ngăn cản khuếch tán oxy trên bề mặt, gây hình thành cặn bã

- Màu nước thải sinh hoạt thường do sự phân hủy của các chất thải hữu cơ Màu xanh là sự phát triển của tảo lam trong nước Màu vàng biểu hiện của sự phân giải

và chuyển đổi cấu trúc sang các hợp chất trung gian của các hợp chất hữu cơ Màu đen biểu hiện của sự phân giải gần đến mức cuối cùng của các chất hữu cơ

- Mùi của nước thải chủ yếu là do sự phân hủy các hợp chất hữu cơ trong thành phần

có nguyên tố N, P và S Xác của các vi sinh vật, thực vật có protein là hợp chất hữu

cơ điển h ình tạo bởi các nguyên tố N, P, S nên khi thối rữa bốc mùi rất mạnh

- Các muối tan trong nước phân li thành các ion làm cho nước có khả năng dẫn điện

Độ dẫn điện phụ thuộc vào nồng độ và độ linh động của các ion Do vậy, độ dẫn điện cũng là một yếu tố đánh giá mức độ ô nhiễm nước

hư ng ph p ử lý lý h c trong phương pháp này, các lực vật lý, như trọng lực, ly tâm,

được áp dụng để loại bỏ các chất không tan chứa trong nước thải Phương pháp này thường đơn giản, rẻ tiền có hiệu quả xử lý chất lơ lửng cao Các công trình xử lý cơ học được áp dụng rộng rãi trong xử lý nước thải là (1) song/lưới chắn rác, (2) thiết bị nghiền rác, (3), bể điều hòa, (4) khuấy trộn, (5) lắng, (6) tuyển nổi, (7) lọc, (8) hòa tan khí, (9) bay hơi và tách khí (Metcalf & Eddy, 2014; Trần Thị Mỹ Diệu, 2014; Lâm Minh Triết, 2010)

hư ng ph p ử lý h a h c: phương pháp hóa học sử dụng các phản ứng hóa học để

xử lý nước thải Các công trình xử lý hóa học thường kết hợp với các công trình xử lý lý học, mặc dù có hiệu quả cao, nhưng thường đắt tiền và đặc biệt thường tạo thành các sản phẩm phụ độc hại (Metcalf & Eddy, 2014; Trần Thị Mỹ Diệu, 2014; Lâm Minh Triết, 2010)

hư ng ph p ử lý sinh h c với việc phân tích và kiểm soát môi trường thich hợp, hầu

hết các loại nước thải đều có thể được xử lý bằng phương pháp sinh học, phương pháp này dựa vào khả năng oxy hóa các liên kết hữu cơ dạng hòa tan và không hòa tan của vi sinh vật hiếu khí và kỵ khí Sản phẩm cuối cùng của quá trình phân hủy sinh học thường là các chất khí (CO2, N2, CH4, H2S), các chất vô cơ (NH4+, PO43-) và tế bào mới Các quá trình sinh học trong xử lý nước thải gồm quá trình phân hủy hiếu khí, quá trình kỵ khí, quá trình nitrat hóa, quá trình khử nitơ, quá trình khử phospho, quá trình khử chất độc hoặc các chất khó phân hủy sinh học và quá trình khử kim loại nặng

Mỗi quá trình riêng biệt còn có thể phân chia thành chi tiết hơn, phụ thuộc vào việc xử

lý được thực hiện trong hệ thống tăng trưởng lơ lửng (suspendend-growth system), hệ thống tăng trưởng dính bám (attached-growth system), hoặc hệ thống kết hợp Phương pháp sinh học có ưu điểm là rẻ tiền và có khả năng tận dụng các sản phẩm phụ làm phân bón (bùn hoạt tính) hoặc tái sinh năng lượng (khí methance) (Metcalf & Eddy, 2014; Trần Thị Mỹ Diệu, 2014; Lâm Minh Triết, 2010)

Tại Việt Nam, hiện chỉ có 6 đô thị (Hà Nội, Hạ Long, Đà Nẵng, Buôn Ma thuột, Đà Lạt

và TPHồ Chí Minh) có trạm xử lý nước thải tập trung (14 trạm) (Trần Hiếu Nhuệ, 2009) Nhiều đô thị lớn như Quy Nhơn, Nha Trang vẫn chưa có trạm xử lý nước thải tập trung Nước thải sinh hoạt được xử lý sơ bộ qua bể tự hoại sau đó theo các tuyến cống và xả trực tiếp ra môi trường (Trần Hiếu Nhuệ, 2009)

Năm 2008, tại TP Hồ Chí Minh đã xây dựng nhà máy xử lý nước thải lớn nhất Việt Nam với công suất 141.000 m3/ngđ Tại TP Hà Nội đang xây dựng nhà máy xử lý nước thải công suất 195.000 m3/ngđ do công ty Gamuda-Malaysia đầu tư (Trần Hiếu Nhuệ, 2009)

Sau đây là một số phương pháp xử lý nước thải sinh hoạt được áp dụng rộng tại Việt Nam

Bảng 2.9 Một số công nghệ xử lý nước thải đang được sử dụng tại các trạm xửlý nước thải ở

miền Nam Việt Nam

TT Tên

NMXLNT

Địa điểm

Hệ thống thu gom

Công nghệ

xử lý

Công suất (m 3 /ngđ) Xử lý bùn

Hiện trạng

dự án

Năm thực hiện

Đơn vị tài trợ

Hồ Chí Minh

Chung Bùn hoạt

tính hiếu khí

141.000 Làm khô

bùn bằng phương pháp cơ học

Đang vận hành

Chung Xử lý sinh

học bằng bùn hoạt tính theo

mẻ liên tục (C-Tech)

30.000 Ủ bùn hiếu

khí không cấp nhiệt sân phơi có mái che

Đang xây dựng

Xử lý sinh học bằng bùn hoạt tính theo mẻ(SBR)

lập hồ

sơ

2008 -

Riêng Bùn hoạt

tính

12.000 Làm khô

bùn bằng phương pháp cơ học

Đang xây dựng

Hồ Chí Minh

(C-Tech) 250.000 Làm khô

bùn bằng phương pháp cơ học

Đang xây dựng

2010 KfW

Nguồn: Trần Hiếu Nhuệ và Trần Hiền Hoa, 2009

Đánh giá chung về XLNT đô thị (Trần Hiếu Nhuệ và Trần Hiền Hoa, 2009):

- Công nghệ sử dụng trong các trạm xử lý nước thải ở Hà Nội, TP Hồ Chí Minh, đã ứng dụng các công nghệ mới nhất, bao gồm các công nghệ sinh học hiếu khí với bùn hoạt tính, công nghệ SBR và công nghệ C-Tech Đó là những công nghệ rất hiện đại, cho hiệu xuất xử lý cao, thông thường đạt trên 98% với BOD Trong công nghệ xử lý có thể loại bỏ các chất dinh dưỡng như nitơ và phốt pho

- Những công nghệ áp dụng ở các khu dân cư là các loại công nghệ sinh học bằng các

hồ sinh học chi phí thấp, đạt hiệu quả xử lý trung bình và tốn nhiều diện tích

2.2 TỔNG QUAN QUÁ TRÌNH TĂNG TRƯỞNG SINH HỌC HIẾU KHÍ

2.2.1 Cơ sở của quá tr nh

Nguyên tắc của công nghệ này là sử dụng các vi sinh vật hiếu khí phân hủy các chất hữu cơ trong nước thải với điều kiện có đầy đủ oxy hòa tan ở nhiệt độ, pH, dinh dưỡng… thích hợp

Cơ sở để xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học là quá trình chuyển hóa vật chất, quá trình tạo cặn lắng và quá trình tự làm sạch nguồn nước của các vi sinh vật dị dưỡng và tự dưỡng có trong tự nhiên nhờ khả năng đồng hóa được rất nhiều nguồn cơ chất khác nhau có trong nước thải

Hoạt động của vi sinh vật hiếu khí bao gồm:

- Quá trình dinh dưỡng: vi sinh vật sử dụng các chất hữu cơ, các chất dinh dưỡng và nguyên tố vi lượng kim loại để xây dựng tế bào mới tăng sinh khối và sinh sản

- Quá trình phân hủy: vi sinh vật oxy hóa các chất hữu cơ hòa tan hoặc ở dạng các hạt keo phân tán nhỏ thành nước và CO2 hoặc tạo ra các chất khí khác

Quá trình phân hủy chất hữu cơ của vi sinh vật hiếu khí có thể mô tả bằng sơ đồ:

CxHyOz + O2 CO2 + H2O + ΔH

Quá trình xử lý nước thải bằng phương pháp hiếu khí được chia thành 3 giai đoạn:

- Oxy hóa các chất hữu cơ:

Trong 3 loại phản ứng trên ΔH là năng lượng được sinh ra hay hấp thu vào Các chỉ số

x, y, z tuỳ thuộc vào dạng chất hữu cơ chứa cacbon bị oxy hóa

2.2.2 Mô tả quá tr nh tăng trưởng sinh học hiếu khí

Quá trình phân huỷ chất hữu cơ bằng công nghệ hiếu khí là quá trình lên men bằng vi sinh vật trong điều kiện có oxy để cho sản phẩm là CO2, H2O, NO3-, SO42- Trong quá trình xử lý hiếu khí các chất hữu cơ như protein, tinh bột, chất béo sẽ bị phân huỷ bởi các men ngoại bào thành các chất đơn giản như axit amin, axit béo, các axit hữu cơ, các đường đơn Các chất đơn giản này sẽ thấm qua màng tế bào và bị phân huỷ tiếp tục hoặc chuyển hoá thành các vật liệu cấu trúc nên tế bào mới bởi quá trình hô hấp nội bào cho sản phẩm cuối cùng là CO2 và H2O

Cơ chế quá trình hiếu khí gồm 3 giai đoạn

enzym

enzym

enzym

enzym

Giai đoạn 1

Oxy hóa toàn bộ chất hữu cơ có trong nước thải để đáp ứng nhu cầu năng lượng của

tế bào:

CxHyOzN + (x+ y/4 + z/3 + ¾) O2 men → xCO2 + [(y-3)/2] H2O + NH3

Trong các bể xử lý sinh học vi khuẩn đóng vai trò quan trọng hàng đầu vì nó chịu trách nhiệm phân hủy các thành phần hữu cơ trong nước thải Trong các bể bùn hoạt tính một phần chất hữu cơ sẽ được các vi khuẩn hiếu khí và hiếu khí không bắt buộc sử dụng để lấy năng lượng tổng hợp các chất hữu cơ còn lại thành tế bào vi khuẩn mới

Vi khuẩn trong bể bùn hoạt tính thuộc các giống Pseudomonas, Zoogloea, Achromobacter, Flavobacterium, Nocardia, Bdellovibrio, Mycobacterium và hai loại vi khuẩn nitrat hóa là Nitrosomonas và Nitrobacter

Ngoài ra còn các loại hình sợi như Sphaerotilus, Beggiatoa, Thiothirix, Lecicothrix và Geotrichum Ngoài các vi khuẩn, các vi sinh khác cũng đóng vai trò quan trọng trong các bể bùn hoạt tính ví dụ như các nguyên sinh động vật và Rotifer ăn các vi khuẩn làm cho nước thải đầu ra sạch hơn về mặt vi sinh

Khi các bể xử lý được xây dựng xong và đưa vào vận hành thì các vi khuẩn có sẵn trong nước thải bắt đầu phát triển theo chu kỳ phát triển của các vi khuẩn trong một mẻ cấy vi sinh

Trong thời gian đầu, để sớm đưa hệ thống xử lý vào hoạt động hệ thống có thể được cho thêm vào hệ vi sinh ban đầu để thúc đẩy quá trình tăng trưởng của hệ vi sinh vật diễn ra nhanh hơn

Chu kỳ phát triển của các vi khuẩn trong bể xử lý bao gồm 4 giai đoạn:

- Giai đoạn chậm (lag-phase): xảy ra khi bể bắt đầu đưa vào hoạt động và bùn của các bể khác được cấy thêm vào bể Đây là giai đoạn để các vi khuẩn thich nghi với môi trường mới và bắt đầu quá trình phân bào

- Giai đoạn tăng trưởng (log-growth phase): giai đoạn này các tế bào vi khuẩn tiến hành phân bào và tăng nhanh về số lượng Tốc độ phân bào phụ thuộc vào thời gian cần thiết cho các lần phân bào và lượng thức ăn trong môi trường

- Giai đoạn cân bằng (stationary phase): lúc này mật độ vi khuẩn được giữ ở một số lượng ổn định Nguyên nhân của giai đoạn này là các chất dinh dưỡng cần thiết cho quá trình tăng trưởng của vi sinh vật đã bị sử dụng hết, số lượng vi khuẩn sinh ra bằng với số lượng vi khuẩn đã chết đi

- Giai đoạn chết (log-death phase): trong giai đoạn này số lượng vi khuẩn chết đi nhiều hơn vi khuẩn được sinh ra, do đó mật độ vi khuẩn trong bể giảm nhanh Giai đoạn này có thể do các loài có kích thước thường khả kiến hoặc là do đặc điểm của môi trường

H nh 2.1 Đồ thị về sự tăng trưởng của vi khuẩn trong bể xử lý

Đồ thị trên mô tả sự tăng trưởng của một quần thể vi khuẩn đơn độc Thực tế trong xử

lý có nhiều quần thể khác nhau và có đồ thị tăng trưởng giống nhau về dạng nhưng khác nhau về thời gian tăng trưởng cũng như đỉnh của đồ thị Trong một giai đoạn bất

kỳ nào đó sẽ có một số nhóm sinh vật chủ đạo do ở thời điểm đó các điều kiện như pH, oxy, dinh dưỡng, nhiệt độ… phù hợp cho loài đó Sự biến động về các vi sinh vật chủ đạo trong bể xử lý được biểu diễn theo Hình 2.2

Hình 2.2 Đồ thị về sự tăng trưởng tương đối của các vi sinh vật trong bể xử lý nước thải

Trong các bể xử lý nước thải vi khuẩn đóng một vai trò quan trọng hàng đầu Do đó trong các bể này chúng ta phải duy trì một mật độ vi khuẩn cao tương thích với lượng các chất ô nhiễm đưa vào bể Điều này có thể thực hiện thông qua quá trình thiết kế và vận hành.Trong quá trình thiết kế chúng ta phải tính toán chính xác thời gian lưu của vi khuẩn trong bể xử lý và thời gian này phải đủ lớn để các vi khuẩn có thể sinh sản được

Trong quá trình vận hành, các điều kiện cần thiết cho quá trình tăng trưởng của vi khuẩn (pH, chất dinh dưỡng, nhiệt độ, khuấy trộn…) phải được điều chỉnh ở mức thuận lợi nhất cho vi khuẩn

Giai đoạn 2:

Quá trình chuyển hóa cơ chất:

+ Oxy hóa và tổng hợp tế bào (quá trình đồng hóa):

CxHyOzN + NH3+ O2 men xCO2 + C5H7NO2

+ Quá trình hô hấp nội bào (Quá trình dị hóa):

C5H7NO2 + 5O2 men xCO2 + H2O + NH3 + O2 men O2 + HNO2 men HNO3

Khi không đủ cơ chất, quá trình chuyển hóa các chất của tế bào bắt đầu xảy ra bằng sự

tự oxy hóa vật liệu tế bào

Quá trình phân huỷ enzyme của vi khuẩnQuá trình nitrat hoá

- Công nghệ hiếu khí không gây ô nhiễm thứ cấp như phương pháp hóa học, hóa lý

Nhược điểm:

- Nhưng công nghệ hiếu khí cũng có nhược điểm là thể tích công trình lớn và chiếm nhiều mặt bằng hơn;

- Chi phí xây dựng công trình và đầu tư thiết bị lớn hơn;

- Chi phí vận hành, đặc biệt chi phí cho năng lượng sục khí tương đối cao;

- Không có khả năng thu hồi năng lượng;

- Không chịu được những thay đổi đột ngột về tải trọng hữu cơ;

- Sau khi xử lý sinh ra một lượng bùn dư, do đó đòi hỏi về chi phí đầu tư để xử lý bùn;

- Xử lý nước thải có tải trọng không cao như phương pháp kỵ khí

2.2.4 Ph n loại quá tr nh sinh học hiếu khí

Các quá trình xử lý bằng phương pháp sinh học hiếu khí được trình bày trong Hình 2.4

Hình 2.4 Các công nghệ của quá trình sinh học hiếu khí

Quá trình hiếu khí sinh trưởng lơ lửng

- Aerotank: là công trình xử lý nước thải có dạng bể được thực hiện nhờ bùn hoạt tính và cấp oxy bằng khí nén hoặc làm thóang, khuấy đảo liên tục Với điều kiện như vậy, bùn được phát triển ở trạng thái lơ lửng và hiệu suất phân hủy (oxy hóa) các hợp chất hữu cơ là khá cao

Lọc hiếu khí

Lọc sinh học nhỏ giọt Đĩa quay sinh học

Phân hủy các polyme

Tạo thành chất nhầy( polysacarit), hình thành chất keo tụ Tích lũy polyphosphat, phản nitrat

Nitrit hóa Nitrat hóa Sinh nhiều tiên mao Phân hủy protein, phản nitrat hóa Phân hủy protein

Khử nitrat (khử nitrat thành N2)

Khử sulfat, khử nitrat Ứng dụng bùn hoạt tính cần chú ý đến các điểm sau:

- Cân bằng dinh dưỡng cho môi trường lỏng theo tỉ lệ: BOD5 : N : P bình thường là 100: 5 :1, xử lý kéo dài 200: 5: 1

- Chỉ số thể tích bùn SVI: là số mL nước thải đang xử lý lắng được 1 gam bùn trong

30 phút và được tính:

Trong đó:

 V là thể tích bùn lắng

 M là số gam bùn khô (không tro)

- Chỉ số MLSS: chất rắn tổng hợp trong chất lỏng, rắn, huyền phù, gồm bùn hoạt tính

và chất lơ lửng còn lại chưa được vi sinh kết bông

Quá trình hiếu khí sinh trưởng dính bám

Trong quá trình tăng trưởng dính bám, màng sinh học (biofilm) bao gồm vi sinh vật, các chất không tan và polymer ngoại bào dính bám và bao phủ trên bề mặt vật liệu tiếp xúc bằng nhựa, đá hoặc các loại vật liệu khác Khác với quá trình tăng trưởng dạng lơ lửng, trong quá trình tăng trưởng dính bám, cơ chất bị tiêu thụ bên trong màng sinh học Tùy theo điều kiện môi trường và chế độ thủy động của hệ thống, màng sinh học hình thành

có bề dày dao động trong khoảng 100 µm đến 10 mm (WEF, 2000) Lớp chất lỏng trên

bề mặt màng biofilm (gọi là lớp khuếch tán) ngăn cách màng biofilm với môi trường nước thải xung quanh Cơ chất, oxy, chất dinh dưỡng khuếch tán qua lớp film mỏng của pha lỏng đi vào màng biofilm và các sản phẩm hình thành từ quá trình phân hủy sinh học lại khuếch tán theo chiều ngược lại từ bên trong màng biofilm qua lớp khuếch tán và đi vào pha lỏng

Nồng độ cơ chất tại bề mặt màng biofilm (S) giảm dần theo bề dày lớp màng biofilm do

cơ chất khuếch tán vào bên trong màng biofilm và bị tiêu thụ Nồng độ cơ chất và oxy bên trong màng biofilm thấp hơn so với môi trường lỏng bên ngoài và bị thay đổi theo

bề dày của màng biofilm cũng như tốc độ tiêu thụ cơ chất Tổng lượng cơ chất tiêu thụ trên một đơn vị diện tích mặt cắt ngang của màng biofilm trong một đơn vị thời gian gọi

là tốc độ truyền khối hay thông lượng bề mặt tính bằng g/m2 ngđ

Thực tế, màng biofilm có cấu trúc rất phức tạp, không đồng nhất, lồi lõm và có các lỗ nằm ngang hoặc thẳng đứng để cho dòng chất lỏng đi qua Sinh khối trong màng biofilm có tỷ trọng và bề dày thay đổi Nồng độ VSS có thể dao động trong khoảng 40 –

100 g/L (Metcalf and Eddy, 2003) Do quá trình rửa trôi lớp màng biofilm theo chu kỳ cũng như phụ thuộc vào chế độ thủy động và đặc điểm hình thái của vật liệu tiếp xúc,

sự hình thành lớp màng biofilm trên bề mặt vật liệu tiếp xúc cũng không thể xảy ra đồng nhất được (Hiton và Stensel, 1991)

Nhiều tác giả đã xây dựng các mô hình để mô tả quá trình truyền khối và động học quá trình tiêu thụ cơ chất trong màng biofilm (Williamson and McCarty, 1976; Rittman and McCarty, 1980; Kissel và cộng sự, 1984; Wanner and Gujer, 1986; Saez and Rittman, 1992; Rittman and McCarty, 2001; Metcalf and Eddy, 2003) Tuy nhiên vì tính phức tạp của các thiết bị sinh học với vi sinh vật tăng trưởng dạng dính bám và không thể xác

định một cách chính xác các thông số vật lý và hệ số động học của mô hình, nên thường phải sử dụng các số liệu thực nghiệm, hiệu quả đo đạc trong thực tế để thiết

kế

Một số quá trình sinh trưởng hiếu khí dính bám điển hình

Lọc hiếu khí: Hoạt động nhờ quá trình dính bám của một số vi khuẩn hiếu khí lên lớp vật liệu giá thể Do quá trình dính bám tốt nên lượng sinh khối tăng lên và thời gian lưu bùn kéo dài nên có thể xử lý ở tải trọng cao Tuy nhiên, hệ thống dễ bị tắc do quá trình phát triển nhanh chóng của vi sinh hiếu khí nên thời gian hoạt động dễ bị hạn chế

Lọc sinh học nhỏ giọt: Là loại bể lọc sinh học với vật liệu tiếp xúc không ngập trong nước Các vật liệu lọc có độ rỗng và diện tích tiếp xúc trong một đơn vị thể tích là lớn nhất trong điều kiện có thể Nước đến lớp vật liệu chia thành các dòng hoặc hạt nhỏ chảy thành lớp mỏng qua khe hở của vật liệu, đồng thời tiếp xúc với màng sinh học ở trên bề mặt vật liệu và được làm sạch do vi sinh vật của màng phân hủy hiếu khí các chất hữu cơ có trong nước

Đĩa quay sinh học: Gồm hàng loạt đĩa tròn, phẳng được lắp trên một trục Các đĩa này được đặt ngập trong nước một phần và quay chậm khi làm việc Khi quay màng sinh học tiếp xúc với chất hữu cơ có trong nước thải và sau đó tiếp xúc với oxy khi ra khỏi đĩa Nhờ quay liên tục mà màng sinh học vừa được tiếp xúc với không khí vừa tiếp xúc được với chất hữu cơ trong nước thải Vì vậy, chất hữu cơ được phân hủy nhanh

2.2.5 Các yếu tố ảnh hưởng đến các công trình xử lý nước thải sinh học hiếu khí Yếu tố kỹ thuật

Quá trình xử lý hiếu khí chịu ảnh hưởng nồng độ bùn hoạt tính, tức phụ thuộc vào chỉ

số bùn Chỉ số bùn càng nhỏ thì nồng độ bùn cho vào công trình xử lý càng lớn hoặc ngược lại

Nồng độ oxy cũng ảnh hưởng mạnh mẽ đến quá trình này Khi tiến hành quá trình phải cung cấp đầy đủ lượng oxy vào liên tục sao cho lượng oxy hòa tan trong nước ra khỏi

bể lắng đợt II phải 2 (mg/L)

Khác với quá trình kỵ khí, tải trọng hữu cơ trong xử lý hiếu khí thường thấp hơn nên nồng độ các chất bẩn hữu cơ nước thải qua Aerotank có BOD toàn phần phải ≤ 1000 (mg/L), còn trong bể lọc sinh học thì BOD toàn phần của nước thải ≤ 500 (mg/L)

Ngoài ra trong nước thải cũng cần có các nguyên tố vi lượng như K, Na, Mg, Fe, Ca,

Mo, Ni, Co, n, Cu, S, Cl… thường có đủ trong nước thải Tùy theo hàm lượng cơ chất trong nước thải mà có yêu cầu về nồng độ các nguyên tố dinh dưỡng cần thiết khác nhau Thông thuờng cần duy trì các nguyên tố dinh dưỡng theo một tỷ lệ thích hợp: BOD toàn phần : N: P = 100 : 5 : 1

Bùn hoạt tính có khả năng hấp thụ muối các kim loại nặng Khi đó hoạt tính sinh học của bùn giảm, bùn sẽ bị trương phồng khó lắng do sự phát triển mãnh liệt của vi khuẩn dạng sợi Vì vậy nồng độ các chất độc và kim loại nặng trong nước thải phải nằm trong giới hạn cho phép

Yếu tố môi trường

pH: là một yếu tố chính trong sự phát triển của những vi sinh vật Phần lớn vi sinh vật không thể chịu được pH > 9 vì lúc này sẽ phá hủy cân bằng nguyên sinh chất tế bào làm cho vi sinh vật chết và pH < 4 sẽ thúc đẩy nấm phát triển Thông thường pH tối ưu cho vi sinh vật phát triển tốt nhất trong khoảng 6,5 – 7,5

Nhiệt độ: cũng là yếu tố quan trọng đối với sự phát triển của vi sinh vật Nước thải có nhiệt độ thích nghi với đa số vi sinh vật tối ưu từ 25oC – 37oC hoặc từ 20 o

C – 80o

C hoặc từ 20 oC – 40oC (tối ưu 25oC – 37o

Kn = 100,051 x T–1,148 với T là nhiệt độ (o

C)

Bảng 2.5 Mối quan hệ giữa nhiệt độ và tốc độ sinh trưởng riêng cực đại

Tài liệu tham khảo n ,max theo nhiệt độ n ,max (ngày) -1

C (Focht và Chang, 1975; Painter, 1970).Theo nghiên cứu khác của Shammas (2012), tỷ lệ nitrat hóa biến đổi trong khoảng dao động nhiệt độ trong phạm vi 5oC – 35oC và nhiệt độ tối ưu cho quá trình này là ở 30o

C

Đối với các ảnh hưởng của nhiệt độ đến vi khuẩn trong quá trình nitrat hóa và khử nitrat, nhiệt độ tối ưu của chủng nitrosomonas được xác định là 30oC, có thể lên đến

42oC Loveless và Painter, 1967; Painter, 1970) và điểm nhiệt độ gây chết của loại vi khuẩn này dao động từ 54o

C - 58oC (Barritt, 1933)

Nhiệt độ tối ưu cho sự tăng trưởng của vi khuẩn nitrat xuất hiện trong khoản 28o –

36oC, đối với nitrosomonas (Painter, 1970) Ngoài ra, nếu quá trình nitrat hóa xảy ra trong bùn hoat tính, nhiệt độ tối ưu cho sự phát triển là 15oC – 35oC, tuy nhiên khi nhiệt

độ dưới 15oC tỷ lệ nitrat hóa giảm mạnh và giảm đến 50% khi nhiệt độ ở 12 o

C (Borchardt, 1966)

Trong khi đó, tốc độ tăng trưởng cho vi sinh vật thực hiện quá trình nitrat hóa theo nghiên cứu của Sutton và cộng sự dao động trong khoảng 7oC – 26oC Kết quả nghiên cứu cũng cho thấy giảm tốc độ tăng trưởng giảm 50% tại 5oC và giảm 21% tại 7o

C so với tốc độ tăng trưởng ở 26o

C

pH

Quá trình nitrat hóa xảy ra hiệu quả khi pH dao động 7,5 – 8,6 (Trần Thị Mỹ Diệu, 2008)

và tốc độ nitrat hóa có thể sẽ thấp khi pH giảm Theo một số nghiên cứu tại pH = 6,5 cho thấy tốc độ nitrat hóa chỉ đạt 60% so với ở pH = 7,5 (Boon và Laudelout, 1962) Đối với mô hình nuôi cấy vi khuẩn chưa thích nghi cho thấy pH = 6,9 tốc độ khử bằng 84%

ở pH = 7,9 tại nhiệt độ 20oC, tốc độ nitrat hóa ở pH = 6,8 bằng 42% ở pH= 7,8 tại nhiệt

độ 15oC (Antoniou và cộng sự, 1990) Một nghiên cứu về ảnh hưởng của pH đến chủng Nitrosomonas được phân lập từ nước thải bùn hoạt tính bằng phương pháp pha loãng cho giá trị pH tốt nhất để nitrosomonas xảy ra khoảng 7,6 – 8,0 (Loveless và Painter, 1967) và pH tốt nhất cho quá trình nitrat hóa bởi vi khuẩn Nitrobacter là 7,7 - 8,8 (Engel,

và Alexander, 1958) Theo nghiên cứu của Hofman và Lees (1953), giá trị pH tối ưu cho quá trình oxy hóa ammonia bởi vi khuẩn nitrosomonas là 8,3 và tỷ lệ này sẽ giảm đến 0 tại pH là 9,6

Nhu cầu oxy (DO)

Nồng độ DO cho quá trình nitrat hóa xảy ra hiệu quả là DO> 2 mg/L (Trần Thị Mỹ Diệu, 2008) Schoberl và Engel (1964) đánh giá khả năng ảnh hưởng của nồng độ DO đến quá trình nitrat hóa, loài Nitrosomonas là độc lập với nồng độ DO > 1,0 mg/L đối với Nitrobacter tốc độ tăng trưởng là độc lập DO > 2mg/L Theo nghiên cứu của Loveless

và Painter (1968) hệ số bão hòa của DO cho nitrosomonas đã được cô lập trong bùn hoạt tính là 0,3 mg/L cũng theo nghiên cứu cho thấy Nồng độ DO cần thiết cho quá trình nitrat hóa ít nhất là 0,3 mg/L (Dowing và Scragg, 1958) Laudelout và cộng sự (1974) sử dụng hệ số bán bão hòa là 0,5 mg/L và 2,0 mg/L của vi sinh vật nitrosomonas và nitrobacter trong mô hình động cho quá trình nitrat hóa Quá trình oxy hóa nitrite bị ức chế ở nồng độ DO là 0,5 mg/L, trong khi oxy hóa ammonia không bị ức chế trong thiết bị phản ứng tăng trưởng lơ lửng (Hanaki và cộng sự, 1990) Nghiên cứu của Downing và cộng sự (1964); Wild và cộng sự (1971) trên cho thấy khi nồng độ DO

> 1mg/L, tốc độ nitrate hóa không bị ảnh hưởng Trái lại, Wuhrma (1963) cho rằng ở nồng độ DO = 4 - 7 mg/L, tốc độ nitrate hóa không bị ảnh hưởng, nhưng khi DO = 1mg/L, tốc độ bằng 90% tốc độ ở nồng độ DO cao hơn Okun(1949) và Haug và McCarty (1971) cho thấy vi khuẩn nitrate hóa không bị ảnh hưởng khi nồng độ DO  3 mg/L

Độ kiềm

Dưới tác dụng của Nitrosomonas và Nitrobacter, quá trình nitrate hóa xảy ra theo các phương trình phản ứng sau đây:

NH3 + 3/2 O2  NO2- + H+ + H2O + sinh khối : Nitrosomonas

NO2- + 1/2 O2  NO3- + sinh khối : Nitrobacter

Quá trình nitrate hóa có thể thực hiện trong:

- Hệ thống xử lý hiếu khí với vi sinh vật tăng trưởng lơ lửng;

- Hệ thống xử lý hiếu khí với vi sinh vật tăng trưởng dính bám

Trong hệ thống xử lý hiếu khí với vi sinh vật tăng trưởng lơ lửng:

NH4+ + HCO3- + 4CO2 + H2O  C5H7O2N + 5O2

Trong hệ thống bùn hoạt tính hiếu khí quá trình nitrate hóa bị hạn chế vì mật độ vi sinh vật nitrate hóa thấp hơn nhiều so với nhóm vi sinh vật hetero-trophs Hay nói cách khác, quá trình nirate hóa tách riêng với quá trình khử BOD5 sẽ cho hiệu quả cao hơn

55NH4+ + 76O2 + 109HCO3-  C5H7O2N + 54NO2- + 57H2O + 104 H2CO3 (1) 400NO2- + NH4+ + 4H2CO3 + HCO3- + 195O2 C5H7O2N + 3H2O + 400NO3- (2) -

NH4+ + 1,855O2 + 1,979HCO3- 0,021C5H7O2N + 0,979NO3- + 1,041H2O + 1,874H2CO3

Từ phương trình trên có thể xác định cần khoảng 4,23 mg O2 để oxy hóa 1 mg N-NH4+

Để quá trình nitrate hóa xảy ra hiệu quả cần:

- DO > 2 mg/L;

- pH ~ 7,5-8,6

- Duy trì độ kiềm (8,62 mg HCO3-/mg N-NH4+)

Bên cạnh đó, một số nghiên cứu cho thấy, trong suốt quá trình nitrat hóa, cần duy trì liều lượng kiềm là 7,14 mgCaCO3 cho mỗi mg N-NH4+ bị oxy hóa Thiếu kiềm quá trình nitrat hóa sẽ ngừng lại Liều lượng kiềm thêm vào phụ thuộc vào nồng độ ammonia và nồng độ kiềm có sẵn trong nước thải cần xử lý Nồng độ kiềm cần duy trì trong khoảng