Ứng dụng bể sinh học màng mbr kết hợp quá trình khử nitrite để xử lý ammonia nồng độ cao trong nước rác cũ

Sơ đồ công nghệ hệ thống xử lý nước rỉ rác của BCL Gò Cát và Tam Tân CENTEMA Công nghệ xử lý nước rỉ rác BCL Gò Cát theo thiết kế Vermeer Sơ đồ hệ thống xử lý nước rỉ rác Đông Thạnh của

ĐẠI HỌC QUỐC GIA THÀNH PHỐ HỒ CHÍ MINH

TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA

∗∗∗∗∗∗∗∗∗∗∗∗∗∗∗∗

LÊ QUANG HUY

ỨNG DỤNG BỂ SINH HỌC MÀNG MBR KẾT HỢP

QUÁ TRÌNH KHỬ NITRITE ĐỂ XỬ LÝ AMMONIA

NỒNG ĐỘ CAO TRONG NƯỚC RÁC CŨ

Chuyên ngành : Công nghệ Môi trường Mã số : 60 85 06

LUẬN VĂN THẠC SĨ

LỜI CẢM ƠN

Em xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc và lời cảm ơn chân thành đến thầy Nguyễn Phước Dân, Thầy đã hướng dẫn và giúp đỡ cho em trong suốt thời gian học tập và nghiên cứu tại trường Đại học Bách Khoa Tp.HCM Em xin cảm ơn các Thầy, Cô trong khoa Môi trường đã giúp đỡ cho em rất nhiều trong thời gian học tập tại trường

Tôi xin gửi lời cảm ơn đến các anh, chị, các bạn làm việc tại phòng thí nghiệm khoa Môi trường – Đại học Bách Khoa Tp.HCM đã động viên, giúp đỡ và tạo điều kiện để tôi có thể thực hiện tốt luận văn này

Tác giả xin gửi lời cảm ơn đến các bạn sinh viên Khoa Môi trường đã cùng tác giả thực hiện các nghiên cứu thực nghiệm cho luận văn này tại phòng thí nghiệm Cuối cùng, xin chia sẻ niềm vinh dự này cùng gia đình và những người thân đã động viên, giúp đỡ tôi trên những chặng đường học tập đã qua

Tp.Hồ Chí Minh, 10/2006

Lê Quang Huy

Abstract

Nitrogen removal from wastewater has been introduced in many other countries mainly by the implementation of a technology based on biological nitrification and denitrification processes However, such type of wastewater contains small amounts of biologically degradable carbon compounds and the addition of an external carbon supply is necessary to perform treatment in the traditional nitrification/denitrification processes In the recent years, some other processes have been applied to remove ammonium-rich streams from wastewater base on biological nitritation/denitritation processes This novel wastewater treatment technology enables considerable savings through reduced aeration costs and elimination of the necessity for an external carbon source

This study aimed to investigate the biological treatment of ammonia at high concentrate (about 1000mg/L) in the old landfill leachate This research was undertaken to investigate the performance of a membrane bioreactor (MBR) in nitritation process and denitritation process by Anoxic reactor

The operating conditions of MBR under high ammonia concentrate such as pH, hydraulic retention time (HRT), sludge retention time (SRT) and dissolved oxygen (DO) were examined to optimize nitritation process of landfill leachate This research was also determined the operating conditions of Anoxic reactor in denitritation process such as input N-NO2:TAN ratio, HRT, the addition of external carbon supply

In this study, the successful establishment of the nitritation process by the MBR was shown, the transformation of ammonium to nitrite reached to 75% at the HRT = 2days, the MLSS in MBR is 19g/L and SRT = 100days The nitritation process by MBR can be control the output N-NO2:TAN ratio route to perform in the second stage the denitritation process by Anoxic reactor

The average COD removal efficiency in MBR was 40-45% at HRT=20h, the

COD removal rate of MBR was 2.6(kgCOD removed /m 3 day) and 0.138

0.06(gN-TKN/gMLSS.day) and 0.05(gN-NH 3 /gMLSS.day) at HRT = 2days

In Anoxic reactor, there’s no obvious sign of the ANaerobic AMMonium OXidation (Anammox) process but the denitritation process can reach to the high efficiency if the addition of external carbon supply is enough The demand of the external carbon supply in COD for denitritation Anoxic reactor is {CODadd:N-NO2}

= {1.5:1} and the carbon consumption of denitritation Anoxic reactor in COD is {CODused:N-NO2} = {2.2:1} (in that, 30% of CODused is already in the wastewater) The average nitrite removal efficiency in Anoxic reactor was 95%, the nitrite removal rate was 0.115(kgN-NO2removed/m3.day) and 0.015(gN-

NO2removed/gMLSS.day)

This study was also done ammonia stripping to determine the operating conditions such as pH, stripping time, air volume/liquid volume ratio to compare nitrogen removal efficiency of this process with the biological processes

TÓM TẮT

Các nghiên cứu trong luận văn này nhằm mục đính xử lý nitơ ammonia trong nước rỉ rác của bãi rác cũ với nồng độ nitơ ammonia khoảng 1000mg/L bằng biện pháp sinh học Nghiên cứu tập trung vào quá trình nitrate hóa bán phần bằng mô hình bể phản ứng sinh học màng MBR và quá trình khử nitrite bằng mô hình Anoxic khử nitrite

Nghiên cứu đánh giá thời gian lưu nước thủy lực cần thiết cũng như sử dụng

ưu thế có thể duy trì nồng độ bùn cao và thời gian lưu bùn lớn của MBR để tối ưu quá trình nitrate hóa bán phần Nghiên cứu cũng xác định tỷ lệ N-NO2:TAN, thời gian lưu nước và lượng carbon bổ sung cho quá trình khử nitrite bằng mô hình Anoxic

Các kết quả nghiên cứu cho thấy quá trình nitrate hóa bán phần với MBR có thể đạt hiệu quả chuyển hóa ammonia đến 75% với thời gian lưu nước 2 ngày, nồng

độ bùn duy trì trong MBR là 19g/L và thời gian lưu bùn là 100 ngày Quá trình nitrate hóa bán phần có thể được điều chỉnh tỷ lệ N-NO2:TAN sau nitrate hóa một cách dễ dàng, từ đó là tiền đề cho nghiên cưú tiếp theo đối với quá trình khử nitrite MBR cho hiệu quả xử lý COD cao nhất từ 40-45% ứng với thời gian lưu nước tối ưu khoảng 20h, tải trọng theo thể tích mô hình phản ứng đạt 2,6

(kgCODkhử/m 3 ngày) và tải trọng theo số lượng vi sinh vật đạt 0,138 (gCODkhử/g MLSS.ngày) Tải trọng nitơ chuyển hóa của MBR có thể đạt tải trọng 0,06(gN- TKN/gMLSS.ngày) với tải trọng NH3 tương ứng là 0,05(gN-NH3/gMLSS.ngày) với

thời gian lưu nước khoảng 2 ngày

Quá trình khử nitrite bằng mô hình Anoxic chưa có dấu hiệu rõ ràng của cơ chế khử nitơ Anammox tuy nhiên hiệu quả khử nitơ qua cơ chế khử nitrite lại cho hiệu quả cao khi ta bổ sung đủ nguồn C cho quá trình Tỷ lệ {COD bổ sung : N-NO2} tối

ưu là {1,5:1} và tỷ lệ {COD khử : NO2 khử} là {2,2:1} trong đó 30% COD khử là COD sẵn có trong nước thải Hiệu quả khử nitrite có thể đạt đến 95% với tải trọng

tải trọng nitơ đạt 0,115(kgN-NO 2 khử/m 3 ngày) hay 0,015(gN-NO 2 khử/gMLSS.ngày)

Với kết quả này đem lại hiệu quả khử nitơ ammonia của cả quá trình xử lý sinh học đạt khoảng 80-85%

Nghiên cứu cũng thực hiện quá trình tách khí ammonia với việc xác định pH tối ưu, thời gian làm thoáng tối ưu và lưu lượng khí thổi làm thoáng tối ưu nhằm so sánh với hiệu quả đạt được từ quá trình sinh học

2.1.3.2 Một số công nghệ xử lý nước rỉ rác trong và ngoài nước:

2.2 Xử lý Ammonia trong nước thải bằng phương pháp sinh học

2.2.1 Khử nitơ bằng quá trình nitrate hóa và khử nitrate

2.2.1.1 Quá trình nitrate hóa

1

122

4

459121218222424272936393941

Chương 3: PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

3.1 Giới thiệu

3.2 Tính chất nước thải sử dụng trong nghiên cứu

3.3 Mô hình và bùn hoạt tính dùng trong nghiên cứu

3.3.1 Mô hình thổi khí khử ammonia

3.3.2 Mô hình MBR nitrate hóa bán phần hoạt động theo mẻ

3.3.3 Mô hình thiếu khí Anoxic khử nitrite hoạt động theo mẻ

3.3.4 Bùn hoạt tính sử dụng trong nghiên cứu

3.4 Giai đoạn khởi động thích nghi

3.4.1 Khởi động mô hình MBR nitrate hóa bán phần

3.4.2 Khởi động mô hình thiếu khí Anoxic khử nitrite

3.5 Xử lý Ammonia với mô hình bể sinh học màng nhúng chìm MBR

nitrate hóa bán phần và mô hình Anoxic khử nitrite theo mẻ

3.6 Xử lý ammonia bằng phương pháp tách khí ammonia

3.7 Các chỉ tiêu và phương pháp phân tích sử dụng trong nghiên cứu

Chương 4: KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU

4.1 Nitrate hóa bán phần bằng mô hình MBR

4.1.1 Thích nghi mô hình MBR

4.1.2 Nitrate hóa bán phần với mô hình MBR

4.1.3 Nhận xét

4.2 Khử nitrite với mô hình Anoxic

4.2.1 Khử nitơ bằng mô hình Anoxic không bổ sung C

4.2.2 Khử nitơ bằng mô hình Anoxic có bổ sung C

4.2.3 Nhận xét

4.3 Kết quả khử khí làm thoáng

4.3.1 Khảo sát ảnh hưởng của pH đối với quá trình khử khíammonia

4.3.2 Khảo sát ảnh hưởng của lưu lượng khí thổi và thời gian làm

thoáng đến quá trình khử khí ammonia

45

4546464647484849495052

5354

56

56565867697075838585

87

Chương 5: KẾT LUẬN VÀ HƯỚNG NGHIÊN CỨU MỞ RỘNG

5.1 Kết luận

5.2 Hướng nghiên cứu mở rộng

Tài liệu tham khảo

Phụ lục A: Một số hình ảnh trong quá trình nghiên cứu

Phụ lục B: Số liệu nghiên cứu mô hình MBR nitrate hóa bán phần

Phụ lục C: Số liệu nghiên cứu mô hình Anoxic khử nitrite

Phụ lục D: Số liệu khử ammonia bằng phương pháp khử khí

93

939698A-0B-0C-0D-0

Sơ đồ công nghệ hệ thống xử lý nước rỉ rác của BCL Gò Cát và

Tam Tân (CENTEMA)

Công nghệ xử lý nước rỉ rác BCL Gò Cát theo thiết kế Vermeer

Sơ đồ hệ thống xử lý nước rỉ rác Đông Thạnh của công ty TNHH

Quốc Việt

Sơ đồ công nghệ NUFACO xử lý nước rỉ rác Đông Thạnh

Sơ đồ công nghệ hệ thống xử lý nước rỉ rác Đông Thạnh theo thiết

kế CTA

Sơ đồ công nghệ hệ thống xử lý nước rỉ rác bãi chôn lấp Buckden

South

Sơ đồ hệ thống xử lý của bãi chôn lấp 1 (USEPA)

Sơ đồ công nghệ hệ thống xử lý của bãi chôn lấp 2 (USEPA)

Vi khuẩn Anammox dưới kính hiển vi (x1000)( Stijn Van Hulle,

2005)

Quá trình khử nitơ truyền thống và quá trình Anammox

Sơ đồ biễu diễn quá trình CANON

Hệ thống MBR với module màng đặt ngập trong bể phản ứng sinh

học

Hệ thống MBR với module màng đặt bên ngoài bể phản ứng sinh

học

Bề mặt màng trước và sau khi bị nghẹt

quan hệ nồng độ các dạng của ammonia trong nước theo pH

Sơ đồ bố trí thí nghiệm xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học

Sơ đồ bố trí thí nghiệm khử tách khí ammonia

Mô hình tách khí khử ammonia

Mô hình MBR nitrate hóa

Mô hình thiếu khí Anoxic khử nitrite

Sơ đồ thích nghi đối với mô hình MBR nitrate hóa bán phần

Sơ đồ thích nghi đối với mô hình Anoxic khử nitrite

Sơ đồ thực nghiệm tối ưu quá trình tách khí ammonia

7

1818

192020

212122

30303740

404244

45454748484951

N đầu ra mô hình MBR nitrate hóa bán phần giai đoạn thích nghi

COD ra và MLSS mô hình MBR nitrate hóa bán phần giai đoạn

COD trong mô hình MBR nitrate hóa bán phần (HRT=64h)

pH trong mô hình MBR theo thời gian lưu nước (HRT=64h)

Mô hình MBR vận hành theo thời gian lưu nước HRT=38h

Biến thiên COD theo thời gian trong MBR với HRT=38h

11 mẻ phản ứng trong MBR nitrate hóa bán phần với HRT=25h

14 mẻ phản ứng trong MBR nitrate hóa bán phần với HRT=38h

6 mẻ phản ứng trong MBR nitrate hóa bán phần với HRT=77h

5 mẻ khảo sát mô hình Anoxic với tỷ lệ N-NO2-: TAN = 1:1 không

bổ sung C

Khử N theo thời gian tỷ lệ N-NO2-:TAN = 1:1 không bổ sung C

Khử N theo thời gian tỷ lệ N-NO2-:TAN = 2,7:1 không bổ sung C

Khử N theo thời gian tỷ lệ N-NO2-:TAN = 3,5:1 không bổ sung C

Khử nitơ tỷ lệ N-NO2-:TAN = 1:1 bổ sung C tỷ lệ {COD bổ sung :

Tiêu thụ C trong mô hình Anoxic khử nitrite tỷ lệ N-NO2:TAN>3

bổ sung C: {COD bổ sung:TN ={1:1}

Anoxic khử nitrite tỷ lệ N-NO2:TAN>3 bổ sung C{COD bổ

sung:TN ={0,5:1}

Tiêu thụ C trong mô hình Anoxic khử nitrite, tỷ lệ N-NO2:TAN>3

bổ sung C{COD bổ sung:TN ={0,5:1}

Anoxic khử nitrite tỷ lệ N-NO2:TAN > 3 bổ sung C: {COD bổ

sung:TN ={1,5:1}

Tiêu thụ C trong mô hình Anoxic khử nitrite, tỷ lệ N-NO2:TAN>3

bổ sung C{COD bổ sung:TN ={1,5:1}

6 mẻ khử nitrite, N-NO2:TAN>, bổ sung C tỷ lệ {COD bổ sung :

565759

6061636464656667

717273747576777879798080

Nồng độ ammonia sau quá trình khử ammonia với các pH=10

với lưu lượng khí A=100, 200, 400 m3/m3/h theo thời gian

Nồng độ ammonia sau quá trình khử ammonia với các pH=11

với lưu lượng khí A=100, 200, 400 m3/m3/h theo thời gian

Nồng độ ammonia sau quá trình khử ammonia với các pH=12

với lưu lượng khí A=100, 200, 400 m3/m3/h theo thời gian

So sánh hiệu quả khử ammonia ở các pH=10, 11, 12 với lưu lượng

khí A=200m3/m3/h

Nồng độ ammonia trước và sau khử khí qua 10 mẻ cùng điều kiện

pH=11, lưu lượng khí thổi A=200m3/m3/h

Hiệu quả khử ammonia bằng phương pháp thổi khí làm thoáng

qua 10 mẻ vận hành cùng điều kiện pH=11, lưu lượng khí thổi

A=200m3/m3/h

86868788888990

91

Hiệu quả xử lý nước rỉ rác bằng phương pháp sinh học hiếu khí

Hiệu quả nước rỉ rác bằng phương pháp xử lý sinh học kị khí

Các phản ứng chuyển hóa sinh học của nitơ trong nước (Luiza

Gut, 2006)

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

Các thông số động học của hệ vi khuẩn Anammox (Jetten, 2001)

Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình nitrate hóa bán phần và

anammox

Tổng hợp các hệ xử lý nitơ có sử dụng quá trình Anammox

So sánh các quá trình xử lý nitơ có nồng độ cao trong nước thải

bằng biện pháp sinh học (Luiza Gut, 2006)

So sánh các quá trình khử nitơ trong nước thải (Luiza Gut, 2006;

Mulder, 2003; Schmidt, 2003)

Kết quả thực nghiệm ứng dụng MBR trong xử lý nước thải

Kết quả thực nghiệm ứng dụng MBR xử lý nitơ trong nước thải

Thành phần, tính chất nước rỉ rác sử dụng trong nghiên cứu

Module màng sử dụng

Tính chất bùn hoạt tính dùng thích nghi cho 2 mô hình nghiên cứu

Điều kiện vận hành thích nghi mô hình MBR nitrate hóa bán phần

Điều kiện vận hành thích nghi mô hình Anoxic khử nitrite

Điều kiện vận hành mô hình MBR nitrate hóa bán phần

Điều kiện vận hành mô hình Anoxic khử nitrite

Các chỉ tiêu và phương pháp phân tích

Bùn hoạt tính trong mô hình mô hình MBR nitrate hóa bán phần

Tải trọng nitơ ứng với các điều kiện vận hành khác nhau

Khử nitơ bằng Anoxic thay đổi tỷ lệ N-NO :TAN và không bổ

5

8121617

232630

323438

38434346474950515253546868

Khử nitrite với Anoxic thay đổi tỷ lệ tỷ lệ C bổ sung

Tải trọng của mô hình Anoxic ở điều kiện vận hành tối ưu

Tính chất bùn trong mô hình Anoxic khử nitrite

Hiệu quả khử ammonia với lưu lượng khí A=200 m3khí/m3lỏng/h;

T= 6h

Lượng hóa chất sử dụng để khử ammonia bằng phương pháp thổi

khí làm thoáng ở pH=11

8183848991

Danh mục các từ viết tắt, ký hiệu

Oxy hòa tan

Tỷ lệ chất dinh dưỡng, chất hữu cơ/lượng vi sinh vật, vi khuẩn Thời gian lưu nước thủy lực

Bể phản ứng sinh học màng (membrane bioreactor)

Hệ lọc micro Tổng chất rắn lơ lửng trong hệ bùn lỏng Tổng chất rắn bay hơi trong hệ bùn lỏng Nitơ ammonia

Nitơ nitrite Nitơ nitrate Quá trình tự dưỡng nitrate hóa – khử nitrate hạn chế cung cấp oxy (oxygen limited autotrophic nitrification-denitrification)

Tổng nitơ Kjedahl Tổng nitơ

Tổng chất rắn Tổng chất rắn bay hơi

Bể phản ứng có lớp bùn lơ lửng dòng chảy ngược

Cơ quan bảo vệ môi trường Hoa Kỳ Quá trình siêu lọc

Acid béo bay hơi

Trong nước rỉ rác, ammonia phát sinh do sự hòa tan của các thành phần có chứa nitơ trong chất thải từ các hoạt động của con người vào dòng nước thấm, qua hoạt động phân hủy của các quá trình sinh hóa trong bãi rác

Nước rỉ rác là dòng nước thải với nồng độ đậm đặc của các thành phần hữu cơ,

vô cơ và ammonium nitơ và kim loại nặng khiến cho nước rỉ rác là nguồn ô nhiễm rất độc hại đối với môi trường, đặc biệt là nguồn nước mặt và nguồn nước ngầm Thành phần nước rỉ rác phụ thuộc vào tuổi của bãi rác, số lượng và thành phần của chất thải rắn được chôn lấp, các quá trình sinh học và hóa học đã và đang diễn ra trong bãi chôn lấp, lưu lượng dòng thấm vào bãi rác Nước rỉ rác từ bãi rác thông thường có nồng độ ammonia rất cao, nếu không được quan tâm xử lý đúng mức và thải vào môi trường có thể là nguồn dinh dưỡng kích thích sự phát triển của rong rêu, tảo… gây nên hiện tượng phú dưỡng hóa, gây ra sự thiếu hụt oxy hòa tan trong nước; NH3 hòa tan với nồng độ > 0.2 mg/l đã có thể gây chết cho nhiều loài cá và thủy sinh vật và là nguồn chất độc đối với hệ sinh thái xung quanh

Như vậy việc tìm kiếm giải pháp cho việc xử lý nồng độ ô nhiễm hữu cơ cao cũng như xử lý nitơ trong nước rỉ rác ở điều kiện cụ thể của Việt Nam là một đòi hỏi cấp bách nhằm ứng dụng trong công nghệ xử lý nước rỉ rác hiện nay sao cho thỏa mãn các điều kiện kinh tế, kỹ thuật và bảo vệ môi trường

Thông thường để xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học thường trải qua các

thống rất dài và chi phí bổ sung hóa chất, dinh dưỡng cho quá trình là rất lớn Đây

là hạn chế của phương pháp xử lý nitơ truyền thống này

Trong thập niên gần đây, một quá trình khử nitơ bằng phương pháp sinh học mới được phát hiện và bước đầu được nghiên cứu ứng dụng thành công ở một số nước trên thế giới có thể khắc phục những nhược điểm kể trên của phương pháp truyền thống, đó là phương pháp khử nitơ thông qua khử nitrite Quá trình này bao gồm 2 giai đoạn chính đó là giai đoạn nitrate hóa bán phần (partial nitrification) và giai đoạn khử nitrite

Bể xử lý sinh học màng (MBR- Membrane Bioreactor) là hệ thống xử lý nước thải bằng công nghệ bùn hoạt tính sinh trưởng lơ lửng kết hợp với công nghệ lọc màng nhằm tách hai pha rắn lỏng ở đầu ra thay cho bể lắng ở công nghệ bùn hoạt tính thông thường Đây là một trong những hệ thống công nghệ mới được áp dụng

để xử lý nước rỉ rác với nhiều ưu điểm nổi trội như: nồng độ bùn duy trì rất cao, thời gian lưu bùn kéo dài có thể đem lại hiệu quả tốt hơn cho quá trình khử COD và nitrate hóa

1.2 Mục tiêu của luận văn

Mục tiêu của luận văn là nghiên cứu xử lý ammonia nồng độ cao trong nước rỉ của bãi rác cũ, cụ thể là nghiên cứu xác định các thông số vận hành thích hợp cho các quá trình sau:

(1) Quá trình nitrate hóa bán phần của bể phản ứng sinh học màng (MBR) (2) Quá trình khử nitrite của bể Anoxic khuấy trộn hoàn chỉnh

(3) Nghiên cứu đánh giá hiệu quả khử khí ammonia bằng phương pháp tách khí

Từ đó so sánh hiệu quả khử nitơ của quá trình sinh học với quá trình tách khí

1.3 Phạm vi nghiên cứu

Để đạt được những mục tiêu trên, luận văn thực hiện các nội dung sau:

(1) Sử dụng nước rỉ rác ở bãi rác cũ (bãi rác Gò Cát, xã Bình Hưng Hòa, huyện Bình Chánh, Tp HCM) với nồng độ ammonia khoảng 1000mg/L làm đối tượng nghiên cứu Sử dụng bùn hoạt tính lấy từ bể tiền khử nitơ của hệ thống xử lý nước rỉ rác của bãi rác trên để nuôi cấy vi khuẩn thích nghi cho các thí nghiệm

(2) Nghiên cứu mô hình MBR nitrate hóa bán phần bằng cách áp dụng mô hình bùn hoạt tính từng mẻ SBR kết hợp module màng 0,2µm cho quá trình nitrate hóa bán phần Xác định thời gian lưu nước (HRT) thích hợp cho quá trình bằng cách

(3) Áp dụng mô hình thiếu khí khuấy trộn hoàn chỉnh vận hành theo mẻ để khử nitrite với nước thải đầu vào là nước sau quá trình nitrate hóa bán phần trong mô hình MBR Xác định thời gian lưu nước thủy lực, tỷ lệ N-NO2:TAN, lượng carbon

bổ sung tối ưu cho quá trình xử lý Thí nghiệm sử dụng đường cát trắng là cơ chất

bổ sung carbon cho quá trình

(4) Đánh giá hiệu quả khử tách khí ammonia trong nước rỉ rác với mô hình điều chỉnh pH, làm thoáng tách khí theo mẻ Tối ưu các thông số vận hành của quá trình như: pH, thời gian làm thoáng, lưu lượng khí thổi làm thoáng So sánh hiệu quả với quá trình sinh học

Chương 2

TỔNG QUAN

2.1 Tổng quan về nước rỉ rác và các phương pháp xử lý nước rỉ rác

Chôn lấp chất thải rắn sinh hoạt là một phương pháp phổ biến, rẻ tiền và dễ dàng nhất trong các phương pháp xử lý chất thải rắn từng được áp dụng trên toàn thế giới Chôn lấp hợp vệ sinh là một phương pháp kiểm soát sự phân hủy của CTR khi chúng được chôn nén và phủ lấp bề mặt Tuy nhiên, sử dụng các bãi chôn lấp đòi hỏi một quỹ đất dồi dào cùng với một quy trình quản lý, xử lý và quan trắc môi trường hoàn chỉnh trong quá trình thiết kế, vận hành và đóng cửa bãi chôn lấp nhằm hạn chế tối đa những ảnh hưởng tiêu cực của nó đối với môi trường xung quanh Nước rỉ từ bãi chôn lấp (còn gọi là nước rỉ rác) là nước bẩn thấm qua lớp rác của các ô chôn lấp, kéo theo các chất ô nhiễm từ rác chảy vào tầng dưới của bãi chôn lấp có khả năng làm nhiễm bẩn nguồn nước ngầm và nước mặt nếu không được thu gom và xử lý triệt để Nước rỉ rác sản sinh ra ngay từ khi bãi rác mới vận hành cho đến nhiều thập niên tiếp theo thậm chí khi bãi rác đã đóng cửa Nước rỉ rác sản sinh ra chủ yếu từ độ ẩm của rác, các dòng thấm chảy qua lớp chất thải được chôn lấp và hòa tan các chất có trong chất thải vào dòng lỏng

Ở các nước có khí hậu nóng ẩm như Việt Nam, một yếu tố bất lợi của phương pháp này là sự sinh ra một lượng nước rỉ rác rất lớn và tăng nhanh trong quá trình vận hành bãi chôn lấp do các yếu tố bất lợi từ khí hậu đem lại Do đó, việc xây dựng và vận hành các bãi chôn lấp ở những nước này càng cần được quan tâm nhằm giảm ảnh hưởng tiêu cực của nguồn nước rỉ rác này đến môi trường xung quanh

Cùng với sự phát triển, thành phần và nồng độ các loại chất thải ngày càng gia tăng phức tạp dẫn đến sự tích lũy ngày càng nhiều các thành phần độc hại trong các bãi chôn lấp Nước rỉ rác là nguy cơ đe dọa ô nhiễm môi trường đất và môi trường nước, đặc biệt là ammonia và các kim loại nặng Có thể so sánh tính chất của nước

rỉ rác với một số loại nước thải có nồng độ nitơ cao khác qua bảng 2.1

Do thành phần rất phức tạp và khả năng gây ô nhiễm cao, nước rỉ rác từ bãi rác đòi hỏi một dây chuyền công nghệ xử lý kết hợp, bao gồm nhiều khâu xử lý như xử

lý sơ bộ, xử lý bậc hai, xử lý bậc ba để đạt tiêu chuẩn thải Ngoài việc xử lý ô nhiễm hữu cơ thì xử lý ammonia trong nước rỉ rác đang ngày càng trở thành một nhu cầu cấp thiết trong thời gian gần đây tại Việt Nam, cụ thể tại thành phố Hồ Chí Minh với yêu cầu xử lý nước rỉ rác cho 2 bãi rác điển hình Gò Cát và Đông Thạnh Việc tìm ra các giải pháp xử lý ô nhiễm hữu cơ nói chung và xử lý ô nhiễm nitơ nói riêng cho nước rỉ rác của các bãi chôn lấp, thỏa mãn các điều kiện kinh tế, kỹ thuật và điều kiện khí hậu tại nước ta là một bài toán đang được đặt ra trong thời gian gần đây

Bảng 2.1: Nước rỉ rác và các loại nước thải có nồng độ nitơ cao (Stijn Van Hulle,

-

707

1700 20-40

695

55

147 9000-13000 91,8

Chen (2004) Obaja (2003) Poo (2004) Tilche (1999)

Nước rỉ rác

2000-5000

- 1300-1600 9660-20560

20-50

-

- 20-51

Chung (2003) Ilies, Mavinic (2001) Jokela (2002) Kalyuzhnyi, Gladchenko (2004) Nước thải thuộc

da

300-1400 1940-2700

-

-

50-200 123-185

-

-

Carucci (1999) Murat (2003) Nước thải lò mổ 1400-2400 - 170-200 35-55 Keller (1997)(1) Nước thải chế

biến tinh bột

3000 5000-10000

990 2000-5000

1060 800-1100

210 170-230

Abeling, Seyfried (1992) Nước thải công

nghiệp chế biến

Pectine

15000-22000 8100

Austermann-2.1.1 Thành phần và tính chất nước rỉ rác

Thành phần nước rỉ rác thay đổi rất nhiều, phụ thuộc vào tuổi của bãi chôn lấp,

loại rác, khí hậu Mặt khác, độ dày, độ nén và lớp nguyên liệu phủ trên cùng cũng

tác động lên thành phần nước rỉ rác

Thành phần và tính chất nước rỉ rác còn phụ thuộc vào các phản ứng lý, hóa,

sinh xảy ra trong bãi chôn lấp Các quá trình này chủ yếu do hoạt động của các vi

sinh vật sử dụng các chất hữu cơ từ chất thải rắn làm nguồn dinh dưỡng cho hoạt

động sống của chúng

Các vi sinh vật tham gia vào quá trình phân giải trong bãi chôn lấp được chia

thành các nhóm chủ yếu sau:

ƒ Các vi sinh vật ưa ẩm: phát triển mạnh ở nhiệt độ 0-200C

ƒ Các vi sinh vật ưa ấm: phát triển mạnh ở nhiệt độ 20-400C

ƒ Các vi sinh vật ưa nóng: phát triển mạnh ở nhiệt độ 40-700C

Sự phân hủy chất thải rắn trong bãi chôn lấp bao gồm các giai đoạn sau:

Giai đoạn I – giai đoạn thích nghi ban đầu: chỉ sau một thời gian ngắn từ khi

chất thải rắn được chôn lấp thì các quá trình phân hủy hiếu khí sẽ diễn ra, bởi vì trong bãi rác còn có một lượng không khí nhất định nào đó được giữ lại Giai đoạn này có thể kéo một vài ngày cho đến vài tháng, phụ thuộc vào tốc độ phân hủy, vi sinh vật gồm có các loại vi sinh hiếu khí và kị khí

Giai đoạn II - giai đoạn chuyển tiếp: oxy bị cạn kiệt dần và sự phân hủy

chuyển sang giai đoạn kị khí Khi đó, nitrate và sulphate là chất nhận điện tử cho các phản ứng chuyển hóa sinh học và chuyển thành khí nitơ và hydro sulfite Khi thế oxy hóa giảm, vi khuẩn chịu trách nhiệm phân hủy chất hữu cơ trong rác thải thành CH4, CO2 sẽ bắt đầu quá trình 3 bước (thủy phân, lên men axit và lên men metan) chuyển hóa chất hữu cơ thành axit hữu cơ và các sản phẩm trung gian khác (giai đoạn III) Trong giai đoạn II, pH của nước rỉ rác sẽ giảm xuống do sự hình thành của các loại axit hữu cơ và ảnh hưởng của nồng độ CO2 tăng lên trong bãi rác

Giai đoạn III - giai đoạn lên men axit: các vi sinh vật trong giai đoạn II được

kích hoạt do việc tăng nồng độ các axit hữu cơ và lượng H2 ít hơn Bước đầu tiên trong quá trình 3 bước liên quan đến sự chuyển hóa các enzym trung gian (sự thủy phân) của các hợp chất cao phân tử (lipit, polysacarit, protein) thành các chất đơn giản thích hợp cho vi sinh vật sử dụng Tiếp theo là quá trình lên men axit Trong bước này xảy ra quá trình chuyển hóa các chất hình thành ở bước trên thành các chất trung gian phân tử lượng thấp hơn như là axit acetic và nồng độ nhỏ axit fulvic, các axit hữu cơ khác Khí cacbonic được tạo ra nhiều nhất trong giai đoạn này, một lượng nhỏ H2S cũng được hình thành

Giá trị pH của nước rỉ rác giảm xuống nhỏ hơn 5 do sự có mặt của các axit hữu

cơ và khí CO2 có trong bãi rác Nhu cầu oxy sinh hóa (BOD5), nhu cầu oxy hóa học (COD) và độ dẫn điện tăng lên đáng kể trong suốt giai đoạn III do sự hòa tan các axit hữu cơ vào nước rỉ rác Do pH thấp, nên một số chất vô cơ chủ yếu là các kim loại nặng sẽ được hòa tan trong giai đoạn này Nếu nước rỉ rác không được tuần hoàn thì nhiều thành phần dinh dưỡng cơ bản cũng bị loại bỏ theo nước rỉ rác ra khỏi bãi chôn lấp

Giai đoạn IV – giai đoạn lên men metan: trong giai đoạn này nhóm vi sinh

vật thứ hai chịu trách nhiệm chuyển hóa axit acetic và khí hydro hình thành từ giai đoạn trước thành CH4, CO2 sẽ chiếm ưu thế Đây là nhóm vi sinh vật kị khí nghiêm ngặt, được gọi là vi khuẩn metan Trong giai đoạn này, sự hình thành metan và các axit hữu cơ xảy ra đồng thời mặc dù sự tạo thành axit giảm nhiều Do các axit hữu

cơ và H2 bị chuyển hóa thành metan và cacbonic nên pH của nước rỉ rác tăng lên đáng kể trong khoảng từ 6,8 – 8,0 Giá trị BOD5, COD, nồng độ kim loại nặng và

độ dẫn điện của nước rỉ rác giảm xuống trong giai đoạn này

Giai đoạn V- giai đoạn ổn định: giai đoạn ổn định xảy ra khi các vật liệu hữu

cơ dễ phân hủy sinh học đã được chuyển hóa thành CH4, CO2 trong giai đoạn IV Nước sẽ tiếp tục di chuyển trong bãi chôn lấp làm các chất có khả năng phân hủy

sinh học trước đó chưa được phân hủy sẽ tiếp tục đựơc chuyển hóa Tốc độ phát sinh khí trong giai đoạn này giảm đáng kể, khí sinh ra chủ yếu là CH4 và CO2 Trong giai đoạn ổn định, nước rỉ rác chủ yếu axit humic và axit fulvic rất khó cho quá trình phân hủy sinh học diễn ra tiếp nữa Tuy nhiên, khi bãi chôn lấp càng lâu năm thì hàm lượng axit humic và fulvic cũng giảm xuống

Từ Hình 2.1 có thể thấy rằng nước rỉ rác từ các bãi rác mới chôn lấp chất thải rắn có pH thấp, BOD5 và VFA cao, hàm lượng kim loại nặng cao, tương ứng với giai đoạn I, II, III và một phần giai đoạn IV của bãi chôn lấp Khi đã chôn lấp trong một thời gian dài thì các chất hữu cơ trong bãi chôn lấp đã chuyển sang giai đoạn metan, khi đó thành phần ô nhiễm trong nước rỉ rác cũng giảm xuống đáng kể Khi

pH tăng lên sẽ làm giảm nồng độ các chất vô cơ, đặc biệt các kim loại nặng có trong nước rỉ rác

Hình 2.1: Quá trình phân hủy sinh học trong bãi chôn lấp (Georgo Tchobanoglous, 1993)

Riêng ammonia, sự hòa tan ammonia vào dòng nước rỉ diễn ra mạnh và chủ yếu trong 3 giai đoạn đầu của quá trình phân hủy rác thải trong bãi chôn lấp Dưới điều kiện không có mặt oxy trong bãi chôn lấp, các thành phần có chứa nitơ trong chất thải rắn dễ dàng bị phân hủy chủ yếu thành ammonia, nitrate và nitrite hầu như không có nồng độ đáng kể Với khả năng phân loại chất thải tại nguồn như Việt Nam và một số nước đang phát triển khác, chất thải sinh hoạt với thành phần hữu

cơ dễ phân hủy là một nguồn nitơ dồi dào khiến cho nồng độ ammonia trong nước

rỉ rác thường rất cao

Bên cạnh các chất ô nhiễm bị phân hủy và hòa tan vào nước rỉ rác, các chất khí

từ bãi chôn lấp cũng được hình thành và phát tán vào không khí gây ra hiện tượng nóng lên của trái đất (hiệu ứng nhà kính)

Khi nước thấm qua chất thải rắn đang phân hủy được chôn trong bãi rác, thì các thành phần hóa học và sinh học đã được phân hủy sẽ hòa vào nước làm tăng nồng

độ ô nhiễm của nước và tạo thành nước rỉ rác

Việc tổng hợp và đặc trưng thành phần nước rỉ rác là rất khó vì có nhiều yếu tố khác nhau tác động lên sự hình thành nước rỉ rác nên tính chất của nó chỉ có thể xác định trong một khoảng giá trị nhất định và có thể tham khảo như bảng 2.2

Bảng 2.2: Tính chất nước rỉ rác Bãi chôn lấp Gò Cát theo các mùa (CENTEMA, 2002)

Thành phần Đơn vị Nước rò rỉ mới

mùa khô

Nước rò rỉ mới mùa mưa Nước rò rỉ cũ

COD mgO2/l 39614 - 59750 6621 - 31950 1186 - 1436 BOD5 mgO2/l 30000 - 48000 4554 - 25130 200

photpho) thấp đi Hàm lượng kim loại nặng giảm xuống bởi vì khi pH tăng thì hầu hết các kim loại ở trạng thái kém hòa tan

Khả năng phân hủy của nước rỉ rác thay đổi theo thời gian Khả năng phân hủy sinh học có thể xét thông qua tỷ lệ BOD5/COD Khi mới chôn lấp tỷ lệ này thường khoảng 0,5 hoặc lớn hơn Khi tỷ lệ BOD5/COD trong khoảng 0,4-0,6 hoặc lớn hơn thì chất hữu cơ trong nước rỉ rác dễ phân hủy sinh học Trong các bãi rác lâu năm,

tỷ lệ BOD5/COD rất thấp, khoảng 0,005 - 0,2 Khi đó nước rỉ rác chứa nhiều axit humic và fulvic có khả năng phân hủy sinh học thấp

Khi thành phần và tính chất nước rỉ rác thay đổi theo thời gian thì việc thiết kế

hệ thống xử lý cũng rất phức tạp Chẳng hạn như, hệ thống xử lý nước rỉ rác cho bãi chôn lấp mới sẽ khác so với hệ thống xử lý các bãi rác lâu năm Đồng thời, việc phân tích tính chất nước rỉ rác cũng rất phức tạp bởi nước rỉ rác có thể là hỗn hợp của nước ở các thời điểm khác nhau Từ đó, việc tìm ra công nghệ xử lý thích hợp cũng gặp nhiều khó khăn, đòi hỏi phải nghiên cứu thực tế mới có thể tìm ra công nghệ xử lý hiệu quả

2.1.2 Các yếu tố ảnh hưởng đến thành phần, tính chất của nước rỉ rác

Rác được chọn trong bãi chôn lấp chịu hàng loạt các biến đổi lý, hóa, sinh cùng lúc xảy ra Khi nước chảy qua sẽ mang theo các chất hóa học đã được phân hủy từ rác Thành phần chất ô nhiễm trong nước rỉ rác phụ thuộc vào nhiều yếu tố như: thành phần chất thải rắn, độ ẩm, thời gian chôn lấp, khí hậu, các mùa trong năm, chiều sâu bãi chôn lấp, độ nén, loại và độ dày của lớp phủ trên cùng, tốc độ di chuyển của nước trong bãi rác, độ pha loãng với nước mặt và nước ngầm, sự có mặt của các chất ức chế, các chất dinh dưỡng đa lượng và vi lượng, việc thiết kế và hoạt động của bãi rác, việc chôn lấp chất thải rắn, chất thải độc hại, bùn từ trạm xử lý nước thải… Ta sẽ lần lược xét qua các yếu tố chính ảnh hưởng đến thành phần và tính chất nước rỉ rác

™ Thời gian chôn lấp

Tính chất nước rỉ rác thay đổi theo thời gian chôn lấp Nhiều nghiên cứu cho thấy rằng nồng độ các chất ô nhiễm trong nước rỉ rác là một hàm theo thời gian Theo thời gian nồng độ các chất ô nhiễm trong nước rỉ rác giảm dần Thành phần của nước rỉ rác thay đổi tùy thuộc vào các giai đoạn khác nhau của quá trình phân hủy sinh học đang diễn ra Sau giai đoạn hiếu khí ngắn (một vài tuần hoặc kéo dài đến vài tháng), thì giai đoạn phân hủy yếm khí tạo ra axit xảy ra và cuối cùng là quá trình tạo ra khí metan Trong giai đoạn axit, các hợp chất đơn giản được hình thành như các axit dễ bay hơi, amino axit và một phần fulvic với nồng độ nhỏ Trong giai đọan này, khi rác mới được chôn hoặc có thể kéo dài vài năm, nước rỉ rác có những đặc điểm sau :

9 Nồng độ các axit béo bay hơi (VFA) cao

9 pH nghiêng về tính axit

9 BOD cao

9 Tỷ lệ BOD/COD cao

9 Nồng độ NH4+ và nitơ hữu cơ cao

9 Vi sinh vật có số lượng lớn

9 Nồng độ các chất vô cơ hòa tan và kim loại nặng cao

Khi rác được chôn càng lâu, quá trình metan hóa xảy ra Khi đó chất thải rắn trong bãi chôn lấp được ổn định dần, nồng độ ô nhiễm cũng giảm dần theo thời gian Giai đoạn tạo thành khí metan có thể kéo dài đến 100 năm hoặc lâu hơn nữa Đặc điểm nước thải ở giai đoạn này :

9 Nồng độ các axit béo dễ bay hơi thấp

9 pH trung tính hoặc kiềm

9 BOD thấp

9 Tỷ lệ BOD/COD thấp

9 Nồng độ NH4+ thấp

9 Vi sinh vật có số lượng nhỏ

9 Nồng độ các chất vô cơ hòa tan và kim loại nặng thấp

Theo thời gian chôn lấp đất thì các chất hữu cơ trong nước rỉ rác cũng có sự thay đổi Ban đầu, khi mới chôn lấp, nước rỉ rác chủ yếu axit béo bay hơi Các axit thường là acetic, propionic, butyric Tiếp theo đó là axit fulvic với nhiều cacboxyl

và nhân vòng thơm Cả axit béo bay hơi và axit fulvic làm cho pH của nước rỉ rác nghiên về tính axit Rác chôn lấp lâu thì thành phần chất hữu cơ trong nước rỉ rác có

sự biến đổi thể hiện ở sự giảm xuống của các axit béo bay hơi và sự tăng lên của axit fulvic và humic Khi bãi rác đã đóng cửa trong thời gian dài thì hầu như nước rỉ rác chỉ chứa một phần rất nhỏ các chất hữu cơ, mà thường là chất hữu cơ khó phân hủy sinh học

™ Thành phần và các biện pháp xử lý sơ bộ chất thải rắn

Rõ ràng thành phần chất thải rắn là yếu tố quan trọng nhất tác động đến tính chất nước rỉ rác Khi các phản ứng trong bãi chôn lấp diễn ra thì chất thải rắn sẽ bị phân hủy Do đó, chất thải rắn có những đặc tính gì thì nước rỉ rác cũng có các đặc tính tương tự Chẳng hạn như, chất thải có chứa nhiều chất độc hại thì nước rỉ rác cũng chứa nhiều thành phần độc hại…

Các biện pháp xử lý hoặc chế biến chất thải rắn cũng có những tác động đến tính chất nước rỉ rác Chẳng hạn như, các bãi rác có rác không được nghiền nhỏ Bởi vì, khi rác được cắt nhỏ thì tốc độ phân hủy tăng lên đáng kể so với khi không nghiền nhỏ rác Tuy nhiên, sau một thời gian dài thì tổng lượng chất ô nhiễm bị trôi

ra từ chất thải rắn là như nhau bất kể là rác có được xử lý sơ bộ hay không

™ Chiều sâu bãi chôn lấp

Nhiều nghiên cứu cho thấy rằng bãi chôn lấp có chiều sâu chôn lấp càng lớn thì nồng độ chất ô nhiễm càng cao so với các bãi chôn lấp khác trong cùng điều kiện về lượng mưa và quá trình thấm Bãi rác càng sâu thì cần nhiều nước để đạt trạng thái bão hòa, cần nhiều thời gian để phân hủy Do vậy, bãi chôn lấp càng sâu thì thời gian tiếp xúc giữa nước và rác sẽ lớn hơn và khoảng cách di chuyển của nước sẽ tăng Từ đó quá trình phân hủy sẽ xảy ra hoàn toàn hơn nên nước rỉ rác chứa một hàm lượng lớn các chất ô nhiễm

™ Các quá trình thấm, chảy tràn, bay hơi

Độ dày và khả năng chống thấm của vật liệu phủ có vai trò rất quan trọng trong ngăn ngừa nước thấm vào bãi chôn lấp làm tăng nhanh thời gian tạo nước rỉ rác cũng như tăng lưu lượng và pha loãng các chất ô nhiễm từ rác vào trong nước Khi quá trình thấm xảy ra nhanh thì nước rỉ rác sẽ có lưu lượng lớn và nồng độ các chất ô nhiễm nhỏ Quá trình bay hơi làm cô đặc nước rỉ rác và tăng nồng độ ô nhiễm Nhìn chung các quá trình thấm, chảy tràn, bay hơi diễn ra rất phức tạp và phụ thuộc vào các điều kiện thời tiết, địa hình, vật liệu phủ, thực vật phủ …

™ Độ ẩm của rác và nhiệt độ

Độ ẩm thích hợp các phản ứng sinh học xảy ra tốt Khi bãi chôn lấp đạt trạng thái bão hòa, đạt tới khả năng giữ nước FC, thì độ ẩm trong rác là không thay đổi nhiều Độ ẩm là một trong những yếu tố quyết định thời gian nước rỉ rác được hình thành là nhanh hay chậm sau khi rác được chôn lấp Độ ẩm trong rác cao thì nước rỉ rác sẽ hình thành nhanh hơn

Nhiệt độ có ảnh hưởng rất nhiều đến tính chất nước rỉ rác Khi nhiệt độ môi trường cao thì quá trình bay hơi sẽ xảy ra tốt hơn là giảm lưu lượng nước rỉ rác Đồng thời, nhiệt độ càng cao thì các phản ứng phân hủy chất thải rắn trong bãi chôn lấp càng diễn ra nhanh hơn làm cho nước rỉ rác có nồng độ ô nhiễm cao hơn

™ Ảnh hưởng từ bùn cống rãnh và các chất thải độc hại khác

Việc chôn lấp chất thải rắn sinh hoạt với bùn cống rãnh và bùn của trạm xử lý nước thải sinh hoạt có ảnh hưởng lớn đến tính chất nước rỉ rác Bùn sẽ làm tăng độ

ẩm của rác và do đó tăng khả năng tạo thành nước rỉ rác Đồng thời chất dinh dưỡng

và vi sinh vật từ bùn được chôn lấp sẽ làm tăng khả năng phân hủy và ổn định chất thải rắn Nhiều nghiên cứu cho thấy rằng, việc chôn lấp chất thải rắn cùng với bùn làm hoạt tính metan tăng lên, nước rỉ rác có pH thấp và BOD5 cao hơn

Việc chôn lấp chất thải rắn đô thị với các chất thải độc hại làm ảnh hưởng đến các quá trình phân hủy chất thải rắn trong bãi chôn lấp do các chất ức chế như kim loại nặng, các chất độc đối với vi sinh vật… Đồng thời, theo thời gian các chất độc hại sẽ bị phân hủy và theo nước rỉ rác và khí thoát ra ngoài ảnh hưởng đến môi trường cũng như các công trình sinh học xử lý nước rỉ rác

2.1.3 Xử lý nước rỉ rác

2.1.3.1 Các phương pháp xử lý nước rỉ rác

Phương pháp xử lý nước rỉ rác gồm có xử lý sinh học, cơ học, hóa học hoặc liên kết các phương pháp này, xử lý cùng với nước thải sinh hoạt Để xử lý nước rỉ rác thì nên sử dụng phương pháp cơ học kết hợp xử lý sinh học và hóa học bởi vì quá trình cơ học có chi phí thấp và thích hợp với sự thay đổi thành phần tính chất của nước rỉ rác Tuy nhiên, nước rỉ rác từ bãi rác mới chôn lấp thường có thành phần chất hữu cơ phân hủy sinh học cao, do đó việc sử dụng các quá trình xử lý sinh học sẽ mang lại hiệu quả cao hơn Quá trình xử lý hóa học thích hợp đối với xử

lý nước rỉ rác của bãi chôn lấp lâu năm

Các phương pháp xử lý nước rỉ rác được cho trong bảng sau:

E Khử khí

Nước và không khí tiếp xúc với nhau trong các dòng xoáy trộn trong tháp khử khí Ammonia, VOC và một số khí khác được loại bỏ khỏi nước rỉ rác

F Lọc SS và độ đục được loại bỏ

G Quá trình màng

Đây là quá trình khử khoáng Các chất rắn hòa tan được loại

bỏ bằng phân tách màng Quá trình siêu lọc (Ultrafiltrtion), thẩm thấu ngược (RO) và điện thẩm tách (electrodialysis) hay được sử dụng

H Bay hơi Bay hơi nước rỉ rác Phụ thuộc vào nhiệt độ, gió, độ ẩm và mưa

Bảng 2.3 (tiếp theo)

PHƯƠNG PHÁP HÓA HỌC VÀ HÓA LÝ

A Keo tụ, tạo

bông Hệ keo bị mất ổn định do sự phân tán nhanh của hóa chất keo tụ Chất hữu cơ, SS, photphate, một số kim loại và độ đục bị

loại bỏ khỏi nước Các loại muối nhôm, sắt và polymer hay được sử dụng làm hóa chất keo tụ

B Kết tủa Giảm độ hòa tan bằng các phản ứng hóa học Độ cứng,

photphat và nhiều kim loại nặng được loại ra khỏi nước rỉ rác

C Oxy hóa Các chất oxy hóa như ozon, H2O2, clo, kali permanganate…

được sử dụng để oxy hóa các chất hữu cơ, H2S, sắt và một số kim loại khác Ammonia và cianua chỉ bị oxy hóa bởi các chất oxy hóa mạnh

D Phản ứng khử Kim loại được khử thành các dạng kết tủa và chuyển thành

dạng ít độc hơn (ví dụ: Crom) Các chất oxy hóa cũng bị khử (quá trình loại do clo dư trong nước) Các hóa chất khử hay sử dụng: SO2, NaHSO3, FeSO4

E Trao đổi ion Dùng để khử các ion vô cơ có trong nước rỉ rác

F Hấp thụ bằng

cacbon hoạt

tính

Dùng để khử COD, BOD còn lại, các chất độc và các chất hữu

cơ khó phân hủy Một số kim loại cũng được hấp thụ Cacbon thường được sử dụng dưới dạng bột và dạng hạt

PHƯƠNG PHÁP SINH HỌC

A Hiếu khí Vi sinh vật sử dụng chất hữu cơ làm thức ăn khi có O2

a Sinh trưởng lơ lững

- Bùn hoạt tính Trong quá trình hoạt tính chất hữu cơ và vi sinh được sục khí

Bùn hoạt tính lắng xuống và được tuần hoàn về bể phản ứng Các quá trình bùn hoạt tính bao gồm: dòng chảy đều, khuấy trộn hoàn chỉnh, nạp nước vào bể theo cấp, làm thoáng kéo dài, quá trình ổn định tiếp xúc…

- Nitrat hóa Ammonia được oxy hóa thành nitrat Quá trình khử BOD có

thể thực hiện trong cùng một bể hay trong bể riêng biệt

- Hồ sục khí Thời gian lưu nước trong hồ có thể vài ngày Khí được sục để

tăng cường quá trình oxy hóa chất hữu cơ

Bảng 2.3 (tiếp theo)

- SBR Các quá trình tương tự bùn hoạt tính Tuy nhiên, việc ổn

định chất hữu cơ lắng và tách nước sạch sau xử lý chỉ xảy

a Sinh trưởng lơ lững Nước thải đước trộn với sinh khối vi sinh vật Nước thải

trong bể phản ứng thường được khuấy trộn và đưa đến nhiệt

độ tối ưu cho quá trình sinh học kị khí xảy ra

- Quá trình kị khí cổ điển

(conventional) Chất thải nồng độ cao hoặc bùn được ổn định trong bể phản ứng

- Quá trình tiếp xúc Chất thải được phân hủy trong bể kị khí khuấy trộn hoàn

chỉnh Bùn đựơc lắng tại bể lắng và tuẩn hoàn trở lại bể phản ứng

- UASB Nước thải được đưa vào bể từ đáy Bùn trong bể dưới lực

nặng của nước và khí biogas từ quá trình phân hủy sinh học tạo thành lớp bùn lơ lững, xốn trộn liên tục Vi sinh vật kị khí có điểu kiện rất tốt để hấp thụ và chuyển đổi chất hữu

cơ thành khí metan và cacbonic Bùn được tách và tự tuần hoàn lại bể UASB bằng cách sử dụng thiết bị tách rắn - lỏng – khí

- Khử nitrat Nitrit và nitrat bị khử thành khí nitơ trong môi trường thiếu

khí Cần phải có một số chất hữu cơ làm nguồn cung cấp cacbon như methanol, axit acetic, đường…

b Sinh trưởng dính bám

- Bể lọc khí Nước thải được đưa từ phía trên xuống qua các vật liệu tiếp

xúc trong môi trường kị khí Có thể xử lý nước thải có nồng

độ trung bình với thời gian lưu nước ngắn

- EBR và FBR Bể gồm các vật liệu tiếp xúc như các, than, sỏi Nước và

dòng tuần hoàn được bơm từ đáy bể đi lên sao cho duy trì vật liệu tiếp xúc ở trạng thái trương nở hoặc giả lỏng Thích hợp với khi xử lý nước thải có nồng độ cao vì nồng độ sinh khối được duy trì trong bể khá lớn Tuy nhiên, thời gian satart-up tương đối lâu

- Đĩa sinh học quay Các đĩa tròn được gắn vào trục trung tâm và quay trong khi

chìm hoàn toàn trong nước Màng vi sinh vật phát triển trong điều kiện kị khí và ổn định chất hữu cơ

- Khử nitrat Quá trình sinh trưởng dính bám trong môi trường kị khí và

có mặt của nguồn cung cấp cacbon, khử nitrit và nitrat thành khí nitơ

c Sinh trường lơ lửng

và dính bám kết hợp

Kết hợp quá trình sinh trưởng lơ lửng và dính bám để ổn định chất hữu cơ

C Hồ xử lý hiếu khí-kị

khí Hồ xử lý dạng này thường là những hồ tự nhiên hoặc nhân tạo và được lắp đặt lớp lót chống thấm Quá trình sinh học

xảy ra trong hồ có thể là kị khí, tùy tiện hoặc hiếu khí

D Xử lý đất (land

treatment)

Tận dụng thực vật, đặc tính của đất và các hiện tượng tự nhiên khác để xử lý nước rỉ rác bằng việc kết hợp các quá trình lý – hóa – sinh cùng xảy ra

E Tuần hoàn nước Nước rỉ rác có nồng độ cao được tuần hoàn về bãi rác

Việc lựa chọn công nghệ xử lý căn cứ rất nhiều vào lượng chất ô nhiễm cần loại bỏ để đạt tiêu chuẩn thải Thông thường, công nghệ xử lý tùy thuộc chủ yếu vào đặc tính của nước rỉ rác Đồng thời, các điều kiện vị trí địa lý và tự nhiên của bãi chôn lấp cũng có vai trò nhất định trong việc quyết định lựa chọn công nghệ xử lý

Bảng 2.4: Hiệu quả xử lý nước rỉ rác bằng phương pháp sinh học hiếu khí

Quá trình HRT (d) Nhiệt độ ( O C)

Tải lượng COD (kg/m 3 -d)

COD vào (mg/L) pH

Tỷ lệ BOD/COD

Xử lý COD (%)

Đầu vào

NH 4 -N (mg/L)

Xử lý

NH 4 -H (%) Nguồn

Xử lý theo mẻ 1-5

10 5

23-25

22 22

0,5-1,7 1,66 3,32

3000-9000

16000 16000

6,0-8,0 7,6-8,4 8,0

0,5-0,8 0,4 0,4

30-90

97 47

-

TN 280

TN 280

- 92-95 58

Boyle và Ham, 1974 Cook và Foree, 1974 Cook và Foree, 1974

SBR

1 0,5 3,2

20 8,5

20

25

-

- 20-25

0,1

- 0,69 0,62 -

100-150

5295

2200

12400 1690

- 9,1 6,8-7,1

- -

- 0,4-0,5 0,46 0,4 0,05

36-38 60-68

95

91 -

100-330

872

35

179 616

1996 Zaloum và Abbott,

1997 Zaloum và Abbott,

1997 Fisher và Fell, 1999

Hồ hiếu khí 34

-0-20 -

<1,0 -

5600 34000

- -

0,7 0,6

97 99

130 600

93 99

Robinson và Grantham, 1988 Robinson,, 1992

Bùn hoạt tính

20

20 0,3

10

10

-

1,2 0,06

-

24000

1200 250-1200

6,0-7,5

-

-

0,5 0,2

-

98

41 85-90

1985 Schuk và James, 1986 Avezzu, 1992

Bảng 2.5: Hiệu quả nước rỉ rác bằng phương pháp xử lý sinh học kị khí

Quá trình HRT (d) Nhiệt độ ( O C)

Tải lượng COD (kg/m 3 -d)

COD vào (mg/L) pH

Tỷ lệ BOD/COD

Xử lý COD (%) Nguồn

Bể phân hủy kị khí

(Anaerobic digestion)

12,5 5-20 12,5 5-20

15

23

10 29-38

0,7 0,4-2,2 0,7 0,2-1,3

8400 2700-12000

8300 20000-30000

6,9-8,1 6,9-8,1 6,9-8,1 5,0-5,3

0,7 0,6-0,8 0,8 0,5

73 87-96

22 65-80

Boyle và Ham, 1974 Boyle và Ham, 1974 Boyle và Ham, 1974 Cameron và Koch, 1980

Lọc sinh học kị khí

2-4 0,5-1,0 0,5-1,0 17

21-25 21-25 21-25 37

1,5-2,9 1,3-3,1 1,4-2,7 3,8

13780

3750

1870 9000

7,3-7,7 7,0-7,2 7,1-7,9 -

0,7 0,3

- 0,7

68-95 60-95 88-90 83

Henry, 1987 Henry, 1987 Henry, 1987

Wu, 1988

UASB

0,3-0,5 1,0-3,2 0,6 0,5-1,0

33-35 28-32 15-20 -

15-25 3,6-20 5-15 1,2-19,7

25000-35000 11500-33400 2800-13000 4800-9840

7,4-7,8

-

- -

- 0,7

- 0,86

80-85 66-92 73-93 77-91

Jans,, 1992 Blakey, 1992 Garcia,, 1996 Kennedy và Lentz, 2000

UASB/lọc kị khí 2,5-5,0 30 1,3-2,5 17000-20000 - - 80-97 Nedwell và Reynolds, 1996

2.1.3.2 Một số cơng nghệ xử lý nước rỉ rác trong và ngồi nước:

a Trong nước

™ Bãi chơn lấp Gị Cát

Hiện nay, tại bãi rác Gị Cát cĩ 2 hệ thống xử lý nước rỉ rác hoạt động đồng thời với cơng suất 400 m3/ngày: (1) do CENTEMA thiết kế và lắp đặt và (2) do Cơng ty Hà Lan Vermeer thiết kế và Cơng ty ECO lắp đặt và vận hành

Hồ sinh vật

Kết quả cho thấy hiệu quả khử COD rất cao sau hai tháng vận hành (trên 98%) Tuy nhiên COD khơng phân huỷ cịn lại sau xử lý hiếu khí dao động trong khoảng

380 – 1.100 mg/l Hệ thống bao gồm hồ tiếp nhận nước rỉ rác 25.000 m3, bể UASB nối tiếp bể sinh học từng mẻ (SBR) và xả vào hồ sinh học trước khi ra kênh Đen Tổng chi phí đầu tư cho hệ thống xử lý nước rỉ rác khoảng 2 tỷ đồng Việt Nam và giá thành chi phí cho xử lý 1 m3 nước rỉ rác khoảng 20.000 đồng Việt Nam

Hình 2.3: Cơng nghệ xử lý nước rỉ rác BCL Gị Cát theo thiết kế Vermeer

Công nghệ Vermeer của Hà Lan được thể hiện hình trên Đây là công nghệ hoàn chỉnh bao gồm khử cứng, khử CBOD, nitơ, khử màu và cặn Nước rỉ rác sau khi qua cột khử cứng, đi vào bể kị khí UASB để khử phần lớn CBOD Sau đó nước

rỉ rác qua cụm bể Anoxic 1 và Aerobic 1 thực hiện quá trình khử CBOD còn lại sau UASB, nitrate hoá (ở Aerobic 1) và khử nitrate kết hợp (ở Anoxic 1) Bể Anoxic 2

là giai đoạn khử nitrate bổ sung, sử dụng nitrate sinh ra ở bể Aerobic 1 Nguồn carbon mà vi khuẩn khử nitrate sử dụng ở bể Anoxic 2 chính là nguồn carbon từ quá trình phân huỷ nội bào của bùn Giai đoạn Aerobic 2 nhằm tách khí N2 sinh ra từ bể Anoxic 2 Bùn lắng ở bể lắng được tuần hoàn về bể Anoxic 1 Nước rỉ rác khử COD

và nitơ tiếp tục được khử màu, ở bể keo tụ-tạo bông kết hợp lắng Bông cặn nhỏ khó lắng sẽ được giữ lại ở bể lọc cát Dung dịch H2SO4 được châm vào bể đưa về

pH thích hợp cho quá trình keo tụ Chất keo tụ sử dụng ở đây là phèn sắt (FeCl3) và chất trợ keo tụ polymer Trước khi lọc cát, pH được đưa lên giá trị trung hoà bằng dung dịch Na2CO3

™ Bãi chôn lấp Đông Thạnh

Hiện nay, ở BCL Đông Thạnh có ba hệ thống xử lý đang vận hành: (1) công ty TNHH Quốc Việt, (2) công ty NUPHACO và (3) công ty CTA

Nước rác hồ số 7 (có hóa chất)

Hình 2.4: Sơ đồ hệ thống xử lý nước rỉ rác Đông Thạnh của công ty TNHH Quốc Việt

Công nghệ áp dụng hệ hồ này đơn giản, phù hợp ở những nơi có diện tích mặt bằng rộng và dễ vận hành Như kết quả phân tích của công ty Quốc Việt đưa ra, với chất lượng nước đầu vào có COD = 3,094 mg/l, chất lượng nước rỉ rác sau xử lý đạt yêu cầu xả ra nguồn loại B (COD = 78 mg/l) Tuy nhiên khi đi vào chi tiết về hoá chất sử dụng, tính toán chi tiết công trình đơn vị và xử lý bùn lắng, công nghệ này còn nhiều điểm chưa rõ ràng và chưa có tính thuyết phục cao

Công nghệ xử lý nước rỉ rác Đông Thạnh của NUPHACO thể hiện ở hình 2.5 Công nghệ này ứng dụng quá trình hồ sinh học Nước sau khi qua hồ sinh học, được hấp phụ ba bậc hồ bằng bùn lắng từ nhà máy nước Thủ Đức Công đoạn cuối cùng

là khử trùng bằng Chlorine

Nước rác hồ số 7 (có hóa chất)

Hình 2.5: Sơ đồ công nghệ NUFACO xử lý nước rỉ rác Đông Thạnh

Kết quả cho thấy giá trị BOD và COD còn khá cao (87 mg BOD/l và 530 mgCOD/l) Công nghệ này cho thấy hiệu quả khử ammonia cao (98%) Ammonia được khử chủ yếu từ hồ sinh học do quá trình sinh trưởng của tảo tiêu thụ ammonia

Hồ sinh vật (tảo)

Nước rác tươi Bể tuyển nổi

Xả ra

Bể oxy hóa Fenton

Hồ sinh vật (tảo)

Nước rác tươi Bể tuyển nổi

Xả ra

Bể oxy hóa Fenton

Hình 2.6: Sơ đồ công nghệ hệ thống xử lý nước rỉ rác Đông Thạnh theo thiết kế CTA

Công nghệ của công ty CTA thể hiện trong hình 2.6 Công nghệ này cũng được ứng dụng hồ sinh học nuôi tảo, sau đó được tuyển nổi bằng phương pháp hoá học Phần COD còn lại sau bể tuyển nổi tiếp tục được khử bằng phương pháp oxy hoá Fenton

Các công nghệ trên đều ứng dụng quá trình hồ sinh học, đòi hỏi mặt bằng lớn Quá trình hồ với sự tham gia của thực vật nước như tảo, lục bình có thể đạt hiệu quả cao trong xử lý ammonia đối với nước rỉ rác của BCL lâu năm (hàm lượng BOD thấp) Tuy nhiên để đạt yêu cầu xả ra nguồn tiếp nhận B (COD = 100mg/l), các công nghệ trên đều phải ứng dụng các phương pháp oxy hoá mạnh (H2O2 với xúc tác FeSO4) hoặc phương pháp keo tụ, hấp phụ để khử COD còn lại Điều này dẫn đến chi phí vận hành, chi phí hoá chất tăng khá cao

b Ngoài nước

™ Bãi chôn lấp Buckden South

Bãi chôn lấp Buckden South miền Đông nước Anh nằm trong vùng chịu ảnh hưởng thuỷ triều của sông Great Ouse Hệ thống xử lý nước rỉ rác của bãi chôn lấp này gồm hai bể SBR hoạt động song song nhằm khử BOD và nitrate hoá Nước sau

xử lý sinh học tiếp tục xử lý bổ sung bằng bãi lau sậy 1 (reed constructed wetland)

có diện tích 2000 m2 tiếp theo là oxy hoá mạnh bằng ozone nhằm phá vỡ dư lượng thuốc bảo vệ thực vật thành các chất hữu cơ phân tử nhỏ hơn Các chất hữu cơ này phân huỷ sinh học ở bãi sậy thứ 2 (500 m2) trước khi xả vào sông Ouse

Bãi s ậy 2

Oxy hoá (O 3 ) SBR1

SBR2

x ử lý

Bãi s ậy 2

Oxy hoá (O 3 ) SBR1

SBR2

x ử lý

Hình 2.7: Sơ đồ công nghệ hệ thống xử lý nước rỉ rác bãi chôn lấp Buckden South

Kết quả hoạt động hơn 8 năm cho thấy mặc dù nước rỉ rác sau xử lý có hàm lượng COD (350 mg/l) vượt quá giới hạn cho phép (200 mg/l), nhưng thật sự không ảnh hưởng đến cá hồi sống trong sông Ouse Điều này cho thấy chất hữu cơ còn lại sau xử lý chủ yếu là các sản phẩm vô hại đối với thuỷ sinh, như axit fulvic và axit humic

™ Hệ thống xử lý nước rỉ rác của hai BCL rác sinh hoạt ở Mỹ

Bể lọc cát

Nước rác kết hợp tách Bể điều hòa

ammonia

SBR

NaOH

Bể tạo bông

Bể trộn

Bể Trung hòa

Bể Lắng

Bể nén bùn

Bể lưu bùn

Lọc ép

Bể lọc

Than hoạt tính

Bể tiếp xúc chlorine

Vôi Polyme và H 2 SO 4 chất keo tụ

H 3 PO 4

Bùn thải Bùn thải

vào BCL

Xả ra

Nước tách bùn

Bùn thải

Bể lọc cát

Nước rác kết hợp tách Bể điều hòa

ammonia

SBR

NaOH

Bể tạo bông

Bể trộn

Bể Trung hòa

Bể Lắng

Bể nén bùn

Bể lưu bùn

Lọc ép

Bể lọc

Than hoạt tính

Bể tiếp xúc chlorine

Vôi Polyme và H 2 SO 4 chất keo tụ

H 3 PO 4

Bùn thải Bùn thải

vào BCL

Xả ra

Nước tách bùn

Bùn thải

Hình 2.8: Sơ đồ hệ thống xử lý của bãi chôn lấp 1 (USEPA)

Công nghệ xử lý ở BCL 1 bao gồm kết tủa hydroxyde, xử lý sinh học (tháp sinh học kị khí và hiếu khí) và cuối cùng xử lý bằng lọc nhiều lớp Xử lý sinh học được sử dụng ở đây chủ yếu để khử N-ammonia (99%) và COD (91%) Hàm lượng COD và N-ammonia còn lại trước khi xả ra sông là 159 mg COD/l và 1,2 mg N-ammonia/L Các hàm lượng chất hữu cơ độc và kim loại nặng giảm đáng kể

Hệ thống xử lý ở BCL 2 gồm bể keo tụ vôi, sinh học từng mẻ (SBR), lọc cát,

cột than hoạt tính và tiếp xúc chlorine Sơ đồ công nghệ thể hiện ở hình 2.9

COD đầu ra vẫn khoảng 160 – 250 mg/L Kết quả trên cho thấy với công nghệ

xử lý bậc cao (sau xử lý sinh học) như trên (lọc, than hoạt tính) để đạt COD <100 mg/L là không thể

Bể bơm NT

Bể trộn

Bể Trung hòa

Bể Lắng

Bể nén bùn

Lọc ép

Tháp lọc kị khí

Tháp lọc hiếu khí

Polyme

H 3 PO 4

Bùn thải

Bể trộn

FeCl 3 , NaOCl, HCl

Bể Lắng 2

Bể bơm NT

Bể trộn

Bể Trung hòa

Bể Lắng

Bể nén bùn

Lọc ép

Tháp lọc kị khí

Tháp lọc hiếu khí

Polyme

H 3 PO 4

Bùn thải

Bể trộn

FeCl 3 , NaOCl, HCl

Bể Lắng 2

Hình 2.9: Sơ đồ công nghệ hệ thống xử lý của bãi chôn lấp 2 (USEPA)

Qua các công nghệ xử lý nước rỉ rác trong và ngoài nước cho thấy nhiệm vụ chủ yếu trong xử lý nước rỉ rác mới là khử BOD và N hữu cơ, chưa được đầu tư đúng mức cho việc xử lý nitơ ammonia trong nước thải

2.2 Xử lý ammonia trong nước thải bằng phương pháp sinh học

Quá trình xử lý sinh học được ứng dụng trong việc khử ammonia và nitrate trong nước thải đã được ứng dụng một cách rộng rãi với nhiều quy trình công nghệ

xử lý ngày càng trở nên phổ biến, từ đầu tiên là công nghệ SBR, mương oxy hóa đến những công nghệ gần đây như ANAMMOX (Mulder, 1995), CANON (Schmidt, 2003) và SHARON (Hellinga, 1998)

Quá trình thông thường nitơ trong nước thải được loại bỏ nhờ sự chuyển hóa của vi khuẩn đối với các hợp chất của nitơ như N-NH4+, N-NO3-, N-NO2-,… thành nitơ tự do nhờ quá trình nitrate hóa và khử nitrate (nitrification/denitrification) Bảng 2.6 cho tổng kết các quá trình chuyển hóa nitơ trong nước thải bằng phương pháp sinh học

Bảng 2.6: Các phản ứng chuyển hóa sinh học của nitơ trong nước (Luiza Gut, 2006)

1a C5 H 7 O 2 N + 4H 2 O → 2,5CH 4 +

1,5CO 2 + HCO 3- + NH 4

-Ammonification (kị khí) Vi khuẩn

1b C5 H 7 O 2 N + 5O 2 →

4CO 2 + HCO 3- + NH 4- + H 2 O

Ammonification (hiếu khí) Vi khuẩn

2 NH 4 + OH - → NH 3 + H 2 O Cân bằng ammonia/ammoni

a

Không (quá trình vật lý)

3 4CO2 + HCO3

- + NH 4- +

H 2 O → C 5 H 7 O 2 N + 5O 2

Quang hợp, tự dưỡng Vi khuẩn, tảo

4 NH4 + 1,5O 2 + 2HCO 3- →

NO 2- + 2CO 2 + 3H 2 O Nitritation

Nitrisomonas, e.g

N eutropha, N.europea;

Nitrosospira

5 NO 2- + 0,5O 2 → NO 3- Nitratation

Nitrobacter, e.g

N agilis, Nitrospira, Nitrococcus, Nitrosocystics

NO 3- + 2CO 2 + 3H 2 O Nitrification Nitrifying bacteria

6 C + 2NO 3- → 2NO 2- + CO 2 Denitratation Denitrifying heterotrophic

Environmental Biotechnology: principles and applications,

Rittmann và McCarty (2001); Henze (2002)

Ammonia- oxidizing bacteria

9a NH 4 + NO 2- → N 2 + 2H 2 O Anammox (không tổng hợp tế bào) Planctomycetales

9b

NH 4 + 1,32NO 2- + 0,066HCO 3- → 1,02N 2 +

0,26NO 3- + 0,066CH 2 O 0, 5 N 0, 15

+2,03H 2 O

Anammox(có tổng hợp tế bào) Planctomycetales

Van Dongen (2001a)

4 + 7

4NH 4 + 6O 2 + 3C + 4HCO 3- → 2N 2 + 7CO 2 +

10H 2 O

Modified nitrogen removal Bacteria

4 + 5 + 6

+ 7

4NH 4 + 8O 2 + 5C + 4HCO 3- → 2N 2 + 9CO 2 +

10H 2 O

Khử nitơ truyền thống (Traditional nitrogen

removal)

Bacteria

Rittmann và McCarty (2001); Henze (2002)

4 + 9 NH3 + 0,85O 2 → 0,11NO 3- +

0,44N 2 + 0,14H + + 1,43H 2 O CANON

Nitrifying bacteria, Planctomycetales Sliekers (2002)

10 NH4 + 0,75O 2 →

0,5N 2 + H + + 1,5H 2 O OLAND Nitrosomonas

Verstraete và Philips (1998)

11 3NH4 + 3O 2 + 3[H] →

1,5N 2 + 3H + + 6H 2 O Quá trình NOx Nitrosomonas Schmidt (2003)

2.2.1 Khử nitơ bằng quá trình nitrate hóa và khử nitrate

2.2.1.1 Quá trình nitrate hóa

a Mô tả quá trình

Quá trình nitrate hóa là quá trình oxy hóa hợp chất chứa nitơ, đầu tiên là ammonia được chuyển thành nitrite sau đó nitrite được oxy hóa thành nitrate Quá trình nitrate hóa diễn ra theo 2 bước liên quan đến 2 chủng loại vi sinh vật tự dưỡng

oxy hoá nitrite khoảng 17,5 kcal/mole nitrite Nitrosomonas và Nitrobacter sử dụng

năng lượng này cho sự sinh trưởng của tế bào và duy trì sự sống Tổng hợp 2 phản ứng (1) và (2) được viết lại như sau:

NH4+ + 2 O2 → NO3- + 2 H+ + H2O (3)

Từ phương trình (3), lượng O2 tiêu thụ là 4,57gO2/gN-NH4+ bị oxy hóa, trong

đó 3,43g/g sử dụng cho tạo nitrite và 1,14g/g sử dụng cho tạo nitrate, 2 đương lượng ion H+ tạo ra khi oxy hóa 1 mole ammonia, ion H+ trở lại phản ứng với 2 đương lượng ion bicarbonate trong nước thải Kết quả là 7,14 g độ kiềm CaCO3 bị tiêu thụ/g N-NH4+ bị oxy hóa

b Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình nitrate hóa

™ Oxy hòa tan (DO) :

Phương trình động học của Monod :

DO : nồng độ oxy hòa tan, mg/L

Kn : hệ số bán bão hòa đối với nitơ, mg/L

K0 : Hệ số bán bão hòa đối với DO, mg/L

=

DO K

DO N

K

N max

O n

n n

μμ

Ảnh hưởng DO lên quá trình nitrate hóa khác nhau được báo cáo từ các nghiên cứu khác nhau của Downing và Scragg (1958) cho thấy: Nồng độ DO cần thiết cho quá trình nitrate hóa xảy ra ít nhất là 0,3 mg/L Schoberl và Angel nghiên cứu trong

phòng thí nghiệm (1964): Tốc độ nitrate hóa đối với Nitrosomonas không phụ thuộc vào DO nếu DO trên 1 mg/L và đối với Nitrobacter nồng độ DO > 2mg/L

Boon và Laudeluot (1962) nghiên cứu tốc độ sinh trưởng của Nitrobacter

winogradki ở nồng độ DO là 1mg/L và DO bão hòa ở nhiệt độ 25 - 350C cho thấy tốc độ sinh trưởng ở nồng độ DO là 1 mg/L thấp hơn ở nồng độ DO bão hòa và tùy thuộc vào nhiệt độ Tốc độ sinh trưởng ở DO = 1 mg/L bằng 79%, 80%, 70%, 58%

ở DO bão hòa tương ứng với các nhiệt độ 20; 23,7 ; 29 ; 350C Downing et al (1964) và Wild et al (1971) nghiên cứu hỗn hợp bùn lỏng trong bể bùn hoạt tính cho thấy nồng độ DO > 1mg/L, tốc độ nitrate hóa không bị ảnh hưởng Wuhrman (1963) cho thấy nồng độ DO = 4-7 mg/L, tốc độ nitrate hóa không bị ảnh hưởng, nhưng DO = 1mg/L thì tốc độ chỉ bằng 90% tốc độ ở nồng độ DO cao hơn Nagel

và Haworth (1969) cho thấy tốc độ nitrate hóa trong bùn hoạt tính gấp đôi khi nồng

độ DO tăng từ 1-3 mg/L Okun (1949), Haug và McCarty (1971) cho thấy vi khuẩn nitrate hóa không bị ảnh hưởng bởi DO, không có sự ức chế khi nồng độ DO≥ 3 mg/L

Sự khác nhau của những nghiên cứu ảnh hưởng DO lên động học phản ứng được giải thích dựa trên cơ chế vận chuyển và tiêu thụ oxy của các loại bùn hoạt tính

μ n,pH = (μ n.7,2)[ 1-0,833(7,2-pH) ] Đại học Capetown (1984) mô tả ảnh hưởng của pH < 7.2

μ n,pH = (μ n,7,2)(2,35) pH – 7,2Angle và Alexander (1958) và Downing (1964) cho thấy ít có sự ảnh hưởng khi

pH = 7,2-8 và tốc dộ nitrate hóa giảm tuyến tính khi pH < 7,2 Boon và Laudelout

(1962) cho thấy tốc độ nitrate hóa đối với Nitrobacter ở pH = 6,5 bằng 60% tốc độ

ở pH = 7,5 Antoniou(1990) sử dụng các mẻ vi khuẩn nuôi cấy chưa thích nghi cho thấy tốc dộ nitrate hóa ở pH 6,9 bằng 84 % tốc độ ở pH =7,9 tại 200C Tốc dộ nitrate hóa ở pH = 6,8 bằng 42% tốc độ ở pH = 7,8 tại 150C, ở nhiệt độ thấp hơn thì ảnh hưởng của pH nhiều hơn Stankwich (1972), Haug và McCarty (1972) cho thấy tốc độ sinh trưởng riêng cực đại được phục hồi sau khi thích nghi với pH thấp hơn

và thích nghi hoàn toàn sau 10 ngày khi pH giảm từ 7-6 trong các quá trình sinh trưởng bám dính

™ Nhiệt độ :

Nhiệt độ ảnh hưởng lên tốc độ sinh trưởng riêng cực đại của vi khuẩn nitrate hĩa Tốc dộ nitrate hĩa giảm với sự suy giảm nhiệt độ Một số nghiên cứu đề xuất

mối quan hệ giữa nhiệt độ và tốc độ sinh trưởng riêng cực đại như sau:

Bảng 2.7 : Mối quan hệ giữa nhiệt độ và tốc độ sinh trưởng riêng cực đại

μn , max (ngày) -1 Nguồn μn ,

max (theo nhiệt độ) 100C 150C 200C Downing (1964) 0,47.e0,098(T-15) 0,29 0,47 0,77 Hultman (1971) 0,5.e0,033(T-15) 0,23 0,34 0,50 Barnard (1975) 0,33.(1,127)T-20 0,10 0,18 0,37 Painter (1983) 0,18.e0,0729(T-15) 0,12 0,18 0,26

™ Nồng độ ammonia và nitrite :

Turk và Mavinic (1986) cho thấy nồng độ khí NH3 hịa tan trong khoảng (0,1÷

1,0) mg/L thì sự oxy hĩa nitrite bị ức chế, quá trình oxy hĩa ammonia bị ức chế khi

nồng độ khí ammonia từ 5 - 20 mg/L Ford et al (1980) cho thấy quá trình oxy hĩa nitrite bị ức chế khi nồng độ N-NH3 từ 10 - 150 mg/L Beccari và đồng sự (1979) cho thấy sự oxy hĩa ammonia thành nitrite ít nhạy cảm hơn sự oxy hĩa nitrite thành

nitrate ở pH thấp Sự ức chế quá trình oxy hĩa nitrite thành nitrate ở pH thấp là do

sự hiện diện của axit nitrous (HNO2) tự do (FNA: Nitrous Axit tự do) Anthonisen

et al (1976) cho thấy nồng độ FNA từ 0,2 – 2,8 mg/L sẽ ức chế lồi Nitrobacter

Nồng độ khí ammonia FA (FA: ammonia tự do) và FNA được biểu diễn như sau:

w b

pH

K K

TAN FA

/

)10)(

(14

17

Trong đĩ:

Kb/Kw= e 6344(273+T)

TAN: Tổng ammonia trong dung dịch gồm khí NH3 và ion NH4+, mg/L

Kb,Kw: Hằng số ion hĩa của phương trình cân bằng ammonia và nước

pH a

K

NO FAN

10)(

)(14

™ Chất độc hại :

Skinner và Walker (1961) cho thấy các kim loại với nồng độ gây độc cho cho

loài Nitrosomonas được tìm thấy như : nickel = 0,25 mg/L, Crôm = 0,25mg/L, Đồng = 0,1 – 0,5 mg/L Beckman et al(1972) cho thấy 100% loài Nitrosomonas bị

ức chế đối với nồng độ nickel và kẽm là 3 mg/L Loveless và Painter (1968) cho

thấy loài Nitrosomonas bị ức chế hoàn toàn với nồng độ đồng là 0,1 mg/L Painter

(1970) cho thấy các tác nhân chelate như thioure, allyl-thioure, 8-hydroxyquinoline,

salicyladotime và histidine gây độc cho loài Nitrosomonas Pepton làm giảm tốc độ sinh trưởng của loài Nitrosomonas 25% ở nồng độ 1 mg/L và giảm 60% ở nồng độ

10 mg/L

™ Thời gian lưu bùn (SRT)

Thời gian lưu bùn đủ lâu để đảm bảo cho vi khuẩn nitrate hóa phát triển ổn định

Thời gian lưu bùn rất quan trọng đối với nước thải chứa các hợp chất độc hại SRT đủ lâu để cho vi khuẩn thích nghi dần với các chất độc hại Theo Bridle và cộng sự cho thấy đối với đối với một số nước thải công nghiệp chứa các hợp chất độc hại SRT > 160 ngày thì hiệu quả nitrate hóa đạt > 90%

Thời gian lưu bùn ảnh hưởng tới nhu cầu oxy mà loài vi khuẩn nitrate hóa nhạy cảm với yếu tố này

2.2.1.2 Quá trình khử nitrate

a Mô tả quá trình

Khử nitrate, bước thứ hai theo sau quá trình nitrate hóa, là quá trình khử nitrate-nitrogen thành khí nitơ, nitrous oxide (N2O) hoặc nitrite oxide (NO) được thực hiện trong môi trường thiếu khí (anoxic) và đòi hỏi một chất cho electron là chất hữu cơ hoặc vô cơ

Hai con đường khử nitrate có thể xảy ra trong hệ thống sinh học đó là :

ƒ Đồng hóa : Con đường đồng hóa liên quan đến khử nitrate thành ammonia sử dụng cho tổng hợp tế bào Nó xảy ra khi ammonia không có sẵn, độc lập với

sự ức chế của oxy

ƒ Dị hóa (hay khử nitrate) : Khử nitrate bằng con đường dị hóa liên quan đến

sự khử nitrate thành oxide nitrite, oxide nitrous và nitơ :

NO3- → NO2- → NO(g) → N2O (g) → N2(g)

Một số loài vi khuẩn khử nitrate được biết như: Bacillus, Pseudomonas,

Methanomonas, Paracoccus, Spirillum, và Thiobacillus, Achromobacterium, Denitrobacillus, Micrococus, Xanthomonas (Painter 1970) Hầu hết vi khuẩn khử

nitrate là dị dưỡng, nghĩa là chúng lấy carbon cho quá trình tổng hợp tế bào từ các hợp chất hữu cơ Bên cạnh đó, vẫn có một số loài tự dưỡng, chúng nhận carbon cho

tổng hợp tế bào từ các hợp chất vô cơ Ví dụ loài Thiobacillus denitrificans oxy hóa