TỔNG QUAN VỀ XỬ LÝ AMONI TRONGNƯỚCNGẦM
Tổng quan về hiện trạng sử dụng nước ngầm và ô nhiễm amoni vùngHàĐông
1.1.1 Hiện trạng cấp nước thành phố HàNội
Tổng công suất cấp nước tập trung của hệ thống cấp nước đô thị Hà Nội năm 2014 đạt trung bình khoảng trên 994.637 m 3 /ngđ, trong đó công suất khai thác nước ngầm chiếm khoảng 77% còn lại là nguồn nước mặt [1] Tuy nhiên với quy hoạch cấp nước hiện nay đang có xu hướng chuyển dịch tỷ trọng sang nướcmặt. Đặc biệt với sự hoàn thành giai đoạn 01 của nhà máy nước (NMN) sạch Sông Đuống công suất 300.000 m 3 /ngđ đã góp phần không nhỏ vào việc giải quyết các vấn đề nước sạch của thủ đô.
Bảng 1.1: Hiện trạng công suất khai thác nước mặt và nước ngầm [1].
Công suất (m 3 /ngđ) Công suất thiết kế Công suất khai thác
I Khu vực phía Bắc sông Hồng 128.000 117.170
II Khu vực phía Nam sông Hồng 541.500 559.467
III Khu vực phía Tây Hà Nội 20.000 18.000
IV Khu vực nông thôn 45.000 40.000
*Chưa bao gồm dự án nước sạch Sông Hồng đang khởi công, chỉ tính riêng cho nướcsạch Sông Đà và Sông Đuống.
Thành phố Hà nội với dân số khoảng trên 7 triệu người bao gồm cả dân số đô thị và nông thôn [2] Tỷ lệ được cấp nước sạch đến năm 2014 đạt 60% với khoảng 4,2 triệu người được sử dụng nước sạch.
Tổng cộng hiện nay đang cấp nước cho Thành phố Hà nội 1.294.637 m 3 /ngđ (bảng 1.1) trong đó nước ngầm là 764.637 m 3 /ngđ Riêng sản lượng khai thác nước ngầm cung cấp cho khoảng 3,2 triệu người dân chủ yếu cho khu vực nội thành cũ Khu vực phía Nam thành phố là nơi tập trung khai thác nước ngầm lớn nhất chiếm đến 77% sản lượng khai thác, khu vực phía Bắc chiếm 15,3%, trong khi cả khu vực nông thôn rộng lớn chỉ khai thác có 5,2%, còn lại các riếng nhỏ lẻ là2,5%.
Nhà máy nước sông Đuống và nhà máy nước sông Đà sử dụng nguồn nước mặt, còn lại các nhà máy và trạm cấp nước của Hà Nội đều sử dụng nguồn nước ngầm Nước thô khai thác từ các giếng khoan và được bơm tập trung về các nhà máy xử lý làm sạch. Các nhà máy xử lý nước ngầm ở Hà Nội có dây chuyền công nghệ xử lý cơ bản như sau:
NướcthôgiếngkhoanLàmthoángLắngtiếpxúcLọcnhanhKhửtrùng bằng CloBểchứaTrạm bơm tăng ápMạng lưới tiêuthụ.
Cơ bản các nhà máy xử lý nước đã xử lý triệt để sắt, mangan đảm bảo đạt tiêu chuẩn nước sử dụng cho ăn uống và sinh hoạt, ngoại trừ chỉ tiêu amoni còn một số nhà máy chưa đạt tiêu chuẩn Bảng 1.2 tổng hợp số liệu từ các nhà máy nước khu vực nội thành
Hà Nội, các chỉ tiêu đánh giá là các chỉ tiêu khá phổ biến và tiêu biểu có mặt trong nước Hầu như chất lượng nước ngầm sau xử lý của các NMN tại Hà Nội đảm bảo chất lượng, tuy nhiên cũng có một vài trạm có hàm lượng amoni khá cao như Pháp Vân( 2 0 , 1 6 - 2 5 , 6 0 ) ; T ư ơ n g M a i ( 3 , 7 0 - 1 0 , 0 8 ) ; H ạ Đ ì n h ( 7 , 2 1 -
Hà Tây được sáp nhập vào địa giới của thành phố Hà Nội, các vấn đề về amoni của các NMN Hà Đông cơ sở 1 và cơ sở 2 (Ba La) liên tục được đề cập và quản lý chặt chẽ.
Tính đến thời điểm năm 2014, tình trạng ô nhiễm này vẫn chưa được khắc phục, mặc dù đã có rất nhiều các công trình nghiên cứu và thử nghiệm của các chuyên gia tại các nhà máy nước nhưng chưa có một đề xuất hữu hiệu và phù hợp cho vấn đề này, và khu vực này đã trở thành những điểm nóng về amoni.
Bảng 1.2: Chất lượng nước trước và sau xử lý của các NMN ngầm do công ty nước sạch Hà Nội quản lý [3].
Chất lượng nước trước và sau xử lý pH Fe tổng, mg/L NH 4 + , mg/L
Trước Sau Trước Sau Trước Sau
NMN Yên Phụ 6,0-7,1 7,05-7,54 2,7-7,5 0,01-0,05 0,5-2,2 0,20-0,35 NMN Ngô Sĩ Liên 6,5-7,0 6,79-7,46 1,2-4,5 0,01-0,25 0,2-4,0 0-0,25 NMN Lương Yên 6,7-6,9 6,99-7,68 0,6-1,4 0,05-0,15 0,1-0,5 0,06-0,35
NMN Ngọc Hà 6,1-6,7 6,80-7,25 0,8-1,9 0-0,05 0-0,6 0-0,02 NMN Mai Dịch 6,2-6,7 6,81-7,76 0,4-2,1 0,01-0,15 0-0,2 0-0,03 NMN Cáo Đỉnh 6,3-6,5 7,23-7,50 8,3-10,5 0,05-0,15 0,1-0,3 0,05-1 NMN Pháp Vân 6,3-6,8 7,18-7,58 8,0-10,3 0,15-0,28 15-30 20,16-25,6 NMN Tương Mai 6,5-6,9 6,97-7,41 9,5-13 0,2-0,3 10-15 3,70-10,0 NMN Hạ Đình 6,9-7,0 6,86-7,39 12,7-16 0,15-0,3 12-15 7,21-13,6 NMN Nam Dư 6,9-7,0 7,65-7,71 6,7-7,1 0,02-0,1 3,9-5,1 0-0,12 NMN Gia Lâm 6,5-6,8 6,76-7,15 0,6-3,7 0,02-0,1 0,2-0,8 0,02-0,5
Tổng hợp chất lượng nước sau xử lý của các trạm cấp nước nông thôn cho thấy trong số 73 trạm hoạt động thì có đến 43 trạm có chỉ tiêu amoni không đạt yêu cầu, 47 trạm có chỉ số độ ô xy hóa vượt quá triêu chuẩn cho phép do các trạm này được xây dựng theo công nghệ cũ nên công trình cũng chỉ xử lý được sắt, mangan Cụ thể, chỉ tiêu amoni các trạm ở các khu vực như: Thanh Trì (29 trạm); Phú Xuyên (2 trạm); Thanh Oai (2 trạm); Ứng Hòa (6 trạm) và một vài khu vực khác [3].
1.1.2 Hiện trạng cấp nước vùng HàĐông a) Cơ sở cấp nước số1
Trước năm 1954 nhà máy nước Hà Đông có công suất 1.000 m 3 /ngày gồm 1 giếng khoan và bể lọc chậm, cung cấp cho cơ quan chính quyền pháp, từ năm 1958 đến năm
1960 nhà máy nước Hà Đông mở rộng nâng công suất lên 5.000 m 3 /ngày Từ năm
1973 đến năm 1976 công suất nâng lên 16.000 m 3 /ngày Nhà máy đã được nâng cấp thiết bị năm 1998, công suất hiện nay là 16.000 m 3 /ngày Từ năm 2016 cho tới ngày nay nhà máy đã được nâng công suất công trình cấp nước lên 22.000 m 3 /ngày Vị trí nhà máy đặt tại số 2A Nguyễn Trãi – Phường Nguyễn Trãi – Quận Hà Đông Diện tích khoảng 7.000 m 2 Dây truyền sử lý nhà máy nước Hà Đông sau cải tạo năm 1998 gồm có: trạm bơm giếng, Tháp làm thoáng tải trọng cao, Bể lắng tiếp xúc, Máng phân phối,
Bể lọc nhanh, Bể lắng lamen, Khử trùng Clo, Bể chứa, Trạm bơm cấp 2, Mạng lưới phânphối.
Nhà máy gồm các hạng mục chính: Giếng khoan: Có 11 giếng khoan khai thác nước ngầm, lắp đặt máy bơm chìm có công suất 120 m 3 /h, H= 50 m; thiết bị làm thoáng tải trọng cao: 6 thiết bị D800 mm, H=3.600 mm; tể lắng: có 1 bể với diện tích 50 m 2 ; bể lọc nhanh: Có 5 bể lọc nhanh với diện tích 25 m 2 /bể, cát lọc thạch anh một lớp, một lớp sỏi cuội, rửa gió và nước kết hợp 01 bể chứa 2.000 m 3 và 01 bể chứa 400 m 3 khử trùng bằng clorator; trạm bơm nước sạch gồm 4 máy bơm QB0 m 3 /h, HP m, 1 máy bơm rửa lọc Q00 m 3 /h, 1 máy bơm gió rửalọc. b) Cơ sở cấp nước số2
Trạm cấp nước số 2 (NMN Ba La) công suất thiết kế 20.000 m 3 /ngđ được đưa vào vận hành những năm 1996 – 1997 với công suất 10.000 m 3 /ngđ Sau khi hoàn thành dự án cải tạo hệ thống cấp nước, chống thất thoát và tăng cường năng lực quản lý dịch vụ cấp nước cho quận Hà Đông năm 2008, công suất vận hành hiện nay của trạm đạt 20.000 m 3 /ngđ Từ năm 2016 cho tới ngày nay nhà máy đã được nâng công suất công trình cấp nước lên 30.000 m 3 /ngđ Diện tích của trạm khoảng 10.000 m 2 , cụm xử lý:
Có hai đơn nguyên mỗi đơn nguyên có công suất 10.000m 3 /ngđ.
Dây truyền sử lý trạm cấp nước số 2 như sau: Trạm bơm giếng, làm thoáng bằng giàn mưa, bể lắng tiếp xúc, Bể lọc nhanh, Bể lắng lamen, Khử trùng Clo, trạm bơm nước sạch, mạng phân phối.
Nhà máy gồm các hạng mục chính: Giếng khoan: Có 14 giếng khoan khai thác nước ngầm, lắp đặt máy bơm chìm có công suất 120 m 3 /h, HP m; tuyến ống nước thô 3 km với các đường kính ống D400, D300, D250, D200; dàn làm thoáng kiểu phun mưa kích thước 14*4*3 m; bể lắng tiếp xúc: có 2 bể với diện tích 50 m 2 Bể lọc nhanh: Có
Đặc trưng chất lượng nước ngầm khu vựcHàNội
pH: Kết quả khảo sát thực tế cho thấy, pH nước ngầm ở Hà Nội đều có giá trị từ 6,6-
6,8 giá trị này sẽ tăng lên dao động từ 7,3 - 7,6 sau khi qua dây chuyền xử lý nước sắt đây là điều kiện thuận lợi cho vi khuẩn nitrifier phát triển.
Nhiệt độ: Nhiệt độ nước ngầm ở Hà Nội, trong 17 năm gần đây nhiệt độ tăng từ
27,43ºC lên 27,83ºC (tăng 0,4ºC) Khoảng nhiệt độ này là tương đối tối ưu cho quá trình xử lý amoni.
Amoni: nhiều khu vực của Hà Nội bị nhiễm amoni. Đánh giá về hàm lượng amoni trên toàn vùng Hà Nội theo 2 tiêu chí: (1) QCVN 01:2009/BYT bắt buộc hàm lượng amoni sau xử lý < 3 mg/L cho nước ăn uống; (2) khả năng xử lý amoni chỉ cần quá trình nitrat hóa khi nước ngầm có nồng độ 3 < amoni < 10 mg/L, phải thêm quá trình khử nitrat khi nồng độ > 10mg/L.
Theo kết quả tổng hợp trong bảng 1.3 có thể chia làm 3 vùng như sau:
- Vùng 1: Trong hình 1.2 thể hiện màu trắng, nồng độ amoni < 3mg/L và bao gồm các NMN cụ thể sau: Mai Dịch, Ngô Sĩ Liên, Đông Anh, Ngọc Hà, Bắc Thăng Long, Yên Phụ, Gia Lâm, ThụyKhuê.
- Vùng 2: Trong hình 1.2 có màu vàng, nồng độ 3 < amoni < 10mg/L và bao gồm các NMN cụ thể sau: Nam Dư, KimLiên.
- Vùng 3: Trong hình 1.2 thể hiện màu đỏ, nồng độ amoni > 10mg/L và bao gồm các nhà máy nước cụ thể sau: Pháp Vân, Hạ Đình, Tương Mai, Cơ sở 1 và cơ sở 2 HàĐông.
Bảng 1.3: Tổng hợp amoni trong nước ngầm Hà Nội theo năm từ 2010-2014 các nhà máy [3].
Khu vực nhà máy nước Ba La là một trong những khu vực trọng điểm ô nhiễm amoni trong nước ngầm Từ kết quả chất lượng nước được ghi nhận trong các báo cáo và nghiên cứu của thành phố và các kết quả vận hành nhà máy cho tới nay đã chỉ ra rằng vấn đề xử lý amoni đang là vấn đề nóng hiện nay.
Hình 1.2: Bản đồ phân bố amoni thành phố Hà Nội [3].
Bảng 1.3 thể hiện được sự ổn định của amoni nước ngầm theo vùng số liệu 5 năm gần đây cho thấy hầu như không có sự biến động tăng hay giảm đáng kể nào và cũng cho thấy có sự biến động về nồng độ amoni trong năm, nồng độ amoni tăng lên trong các tháng mùa khô từ tháng 11 năm trước đến tháng 4 năm sau khoảng 15 - 20%, và nồng độ amoni giảm vào các tháng mùa mưa từ tháng 5 đến tháng 10 Điều này chứng tỏ khi mùa mưa lượng nước bổ cập cho nước ngầm nhiều hơn đã làm giảm nồng độ amoni trong tầng chứa nước ngầm Đây là vấn đề cần quan tâm cho các nhà thiết kế khi cần phải lấy được mẫu nước tại các thời điểm bất lợi nhất làm số liệu đầu vào tính toán công trình bể xử lý. Độ oxy hóa:Kết quả khảo sát cho thấy độ oxi hóa có sự quan hệ với nồng độ ô nhiễm amoni có nghĩa là khi ô nhiễm amoni tăng thì độ ô xi hóa cũng tăng Giá trị độ ô xi hóađo được trong nước ngầm Hà Nội dao động trong khoảng từ 2- 12 mgO 2 /L. Độ kiềm:Độ kiềm là một trong những chỉ tiêu quan trọng trong quá trình xử lý amoni vì vi khuẩn tự dưỡng nitrifier (Nitrosomonas và Nitrobacter) sử dụng nguồn cacbon vôcơ (HCO 3 - và CO2) để xây dựng tế bào theo tỉ lệ khoảng 1:7 (Muốn xử lý 1 mg amonithì cần phải có 7,14 mg kiềm làm cơ chất) [21]. Độ kiềm ở các vùng của Hà Nội có chỉ số cao và ổn định tạo điều kiện thuận lợi choquá trình xử lý nitrat hóa Giá trị của độ kiềm dao động từ 100 đến 300 mg(CaCO3)/Lvà có xu thế tăng theo nồng độ ô nhiễm amoni.
Hàm lượng Phốt pho:Phốt pho trong nước ngầm mang ý nghĩa hài hòa khi xây dựng tế bào của các vi sinh trong quá trình xử lý amoni Giá trị của hàm lượng phốt pho trong nước ngầm Hà Nội dao động từ 0,5-1,5 mg/L.
Đặc trưng của nước ngầm vùngHàĐông
Chất lượng nước sau các công trình xử lý theo QCVN 01:2009/BYT cơ bản đã được xử lý đảm bảo tiêu chuẩn đầu ra Tại các NMN Hà Đông cơ sở 1 và cơ sở 2, chất lượng nước đầu ra sau quá trình xử lý nước ngầm cũng chưa đạt tiêu chuẩn, có những thời điểm lượng amoni trong nước cấp lớn hơn 10 mg/L Tổng công suất từ NMN Hà Đông cơ sở 1, cơ sở 2 là 52.000 m 3 /ngđ và tổng công suất NMN Sơn Tây là 18.000 m 3 / ngđ thì có khoảng 460.000 số người sử dụng nước bị nhiễm amoni Giá trị của hàm lượng phốt pho trong nước ngầm Hà Nội dao động từ 0,5-1,5mg/L.
Bảng 1.4: Chất lượng nước thô từ các giếng của NMN Hà Đông cơ sở 2 (Ba La).
STT Thông số Đơn vị
Kết quả QCVN Phương pháp phân tích NN1 NN2 NN3 NN4 01:2009/
5 Độ oxi hóa mg/L 11,13 11,04 8,32 7,21 2 APHA 4500-
6 Sắt keo mg/L 0,38 - - - - APHA 3500-Fe
7 Sắt tồng mg/L 15,4 14,9 11,3 0,08 0,3 APHA 3500- Fe
- NN1: Mẫu nước thô chung của cácgiếng;
- NN2: Mẫu nước sau tháp làmthoáng;
- NN3: Mẫu nước sau bể lắng;
- NN4: Mẫu nước sau bể lọc. Đánh giá chung chất lượng nước thô khu vực Hà Đông (bảng 1.5) Qua kết quả tổng hợp chỉ tiêu chất lượng nước thô từ các giếng đang khai thác với các chỉ tiêu đặc trưng qua 3 tháng từ tháng 5 đến tháng 7 năm 2014 như sau:
- Độ pH 6,78 so với QCVN 09:2015/BTNMT giá trị pH cho phép sử dụng với pH dao động từ 5,5 - 8,5 chỉ tiêu pH của nước giếng đáp ứng sử dụng làm chỉ tiêu thiếtkế.
- Hàm lượng Fe tổng dao động 15,4 mg/L hàm lượng sắt tổng cao nhất gấp 3,08 lần so với QCVN 09:2015/BTNMT quy định 5 mg/L Tuy nhiên trước khi xử lý cần giải pháp phù hợp để khử lượng Fe tổng giảm xuống đảm bảo theoquychuẩn chophép.
- Hàm lượng As dao động từ 0,045 mg/L khá cao sát ngưỡng QCVN 09:2015/BTNMT quy định là 0,05 mg/L và cao hơn rất nhiều so với QCVN: 01:2009/BYT quy định là 0,01mg/L.
Bảng 1.5: Chất lượng nước trước và sau xử lý của các NMN ngầm do công ty nước sạch Hà Đông quản lý [3].
Chất lượng nước trước và sau xử lý pH Fe (mg/L) Mn (mg/L) NH 4 + (mg/L)
Trước Sau Trước Sau Trước Sau Trước Sau
NMN Hà Đông 1 6,77-6,87 7,1-7,3 16,50 0,06 0,21 0,053 8,25 6,5NMN Hà Đông 2 6,69-7,2 7,1-7,5 17,5 0,17 0,26 0,004 15,3 13,46
Nguồn gốc amoni trongnướcngầm
Amoni (NH4 +) có nguồn gốc từ sự phân hủy các hợp chất hữu cơ tự nhiên trong đất vàtrong phân gia súc Amoni trong nước cũng có thể có nguồn gốc từ quá trình rơi lắng khô trong khí quyển, từ quá trình amoni hóa phân bón vô cơ, từ các nguồn nước thải từhệ thống vệ sinh không qua xử lý, chủ yếu là N- NH 4 + Ngoài ra, nó còn có thể cónguồn gốc tự sinh, tức là sẵn có ngay tại nguồn mà không do từ nơi khác xâm nhập vào Có nghĩa là không phải do ngấm từ trên xuống hoặc nơi khác mang đến vì nếu ngấm từ trên xuống thì bản thân tầng trên phải bị nhiễm bẩn trước mà do từ quá trình trầm tích nguyên thủy đã có sự phân hủy hợp chất hữu cơ tại chỗ [5] Nguồn nước ngầm được khai thác để cung cấp nước khu vực Hà Đông chủ yếu là nguồn nước trong tầng trầm tích bở rời thuộc hai tầng chứa nước lỗ hổng Holocen (qh) và tầngPleistocen(qp)haitầngchứanàycóđặcđiểmvềđịachấtlàtầngtrầmtíchcócấutạo bở rời, đặc điểm về địa chất thủy văn (ĐCTV) là chúng có quan hệ thủy lực chặt chẽ với nước mặt (Sông ngòi, ao hồ) và thông qua các cửa sổ ĐCTV Từ đặc điểm về địa chất và ĐCTV của tầng chứa chúng ta có thể thấy những yếu tố bất lợi, tạo điều kiện cho sự xâm nhập của các chất ô nhiễm vào tầng chứa nước.
Tác hại của amoni trong nướcsinhhoạt
Tác hại của các hợp chất chứa nitơ đối với con người
Các hợp chất chứa nitơ có thể tồn tại dưới dạng các hợp chất hữu cơ, nitrit, nitrat và amoni Amoni thực ra không quá độc đối với con người Ở trong nước ngầm, amoni không thể chuyển hóa được do thiếu oxi Nhưng khi khai thác lên, vi sinh vật trongnước nhờ oxi trong không khí chuyển amoni thành các nitrit (NO 2 - ) và nitrat (NO3 -)tích tụ trong nước ăn Các hợp chất chứa nitơ trong nước có thể gây nên một số bệnh nguy hiểm cho cơ thể người sử dụng nước Trong những thập niên gần đây, nồng độNO 3 - trong nước uống tăng lên đáng kể Nguyên nhân là do sử dụng phân đạm vô cơ tăng, gây rò rỉ NO3 -xuống nước ngầm Hàm lượng NO3 -trong nước uống tăng gây ra nguy cơ về sức khỏe đối với cộng đồng Bản thân NO3 -không gây rủi ro cho sức khỏe, tuy nhiên NO3 -chuyển thành NO2 -và gây độc NO2 -ảnh hưởng tới sức khỏe với haikhả năng sau: chứng máu Methaemo-globin và bệnh ung thư Chứng máu Methaemo- globinaemia: Đây là hội chứng xanh xao trẻ em Methemo-globin hình thành là do sắt hoá trị 2 của hemoglobin (trong hồng cầu bình thường) bị ô xi hoá thành sắt hoá trị 3 tạo thành methemo-globin không còn khả năng vận chuyểnoxynữa dẫn đến hiện tượng thiếu ô xi trong máu và gây ra tình trạng tímtái.
Trẻ sơ sinh đặc biệt nhạy cảm với nitrat lọt vào sữa mẹ hoặc qua nước dùng để pha sữa. Sau khi đi vào cơ thể, nitrat được chuyển hóa nhanh thành nitrit nhờ vi khuẩn đường ruột, ion nitrit còn nguy hiểm hơn nitrat đối với sức khỏe con người Khi tác dụng với các amin hay alkyl cacbonat trong cơ thể người chúng có thể tạo thành các hợp chất chứa nitơ gây ung thư Các nitrit tác động lên huyết sắc tố Hemoglobin (Hb) có nhiệm vụ vận chuyển oxy, biến nó thành Methamoglobin (Met-Hb) không có khả năng chuyển được oxy Nhờ hệ men đặc biệt Met-Hb có thể chuyển thành Oxy-Hemoglobin(Oxy-Hb) Ở trẻ nhỏ, Met-Hb không thể chuyển thành Oxy-Hb vì ở trẻ sơ sinh hệ men cầnthiếtchưapháttriểnđầyđủ.Ởtrẻsơsinh,nướcdạdàyít,cáckhuẩntạoranhiều nitrit Mặt khác, dạ dày trẻ em sơ sinh kém axit nên không ngăn cản được nitrat chuyển hóa thành nitrit Kết quả là một lượng lớn nitrit chiếm lấy huyết sắc tố và biến thành Met-Hb, mất khả năng vận chuyển oxy đến mô, làm trẻ xanh xao, bệnh tật, ốm yếu, thiếu máu, khó thở do thiếu oxy tổng máu (bệnh Blue Babay) Đến một giai đoạn nào đó khi nhiễm amoni nặng sẽ gây ngộp thở và tử vong nếu không cấp cứu kịp thời [22].
Tổ chức Y tế thế giới (WHO) cũng như các tiêu chuẩn của Bộ Y tế Việt Nam đã đề ra mức giới hạn 3 và 50 mg/L đối với nitrit và nitrat tương ứng nhằm ngăn ngừa bệnh mất sắc tố máu (methaemoglobinaemia) đặc biệt đối với trẻ sơ sinh dưới 3 tháng tuổi[23] Bệnh ung thư: Đối với người lớn, NO 2 - kết hợp với các amin và axit amin trongthực phẩm làm thành một họ chất Nitrosamin hay Nitrosamit Các hợp chất này có thế gây tổn thương di truyền tế bào, đột biến gien là nguyên nhân gây bệnh ung thư.Những thí nghiệm cho NO 2 - vào thức ăn, nước uống của chuột thỏ với hàm lượngvượt ngưỡng cho phép thì sau một thời gian thấy những khối u sinh ra trong gan, phổi, vòm họng và dạ dầy củachúng
Tác hại của các hợp chất chứa nitơ đối với dây chuyền công nghệ xử lý nước
Amoni có mặt trong nước ngầm làm giảm hiệu quả của khâu khử trùng bằng clo, do nó phản ứng với clo để tạo thành các cloramin, có tác dụng sát khuẩn yếu hơn nhiều so với clo (khoảng 1.000 lần) Ngoài ra, nó còn làm giảm khả năng xử lý sắt, mangan bằng công nghệ truyền thống [6] Amoni là nguồn dinh dưỡng, tạo điều kiện cho các vi sinh vật nước, kể cả tảo phát triển nhanh, làm ảnh hưởng tới chất lượng nước thương phẩm, đặc biệt là độ trong, mùi, vị trongnước.
Tình hình nghiên cứu tại Việt Nam vàQuốc tế
1.6.1 Tình hình nghiên cứu ở ViệtNam
Amoni là nguồn dinh dưỡng, tạo điều kiện cho các vi sinh vật nước, kể cả tảo phát triển nhanh, làm ảnh hưởng tới chất lượng nước thương phẩm, đặc biệt là độ trong, mùi, vị trong nước Trong nghiên cứu:Xử lý nitơ trong nước ngầm Hà Nội bằngphương pháp sinh học ứng dụng kỹ thuật mới “swim-bed” của PGS.TS Đoàn Thu
Hà sửdụngcôngnghệnitrathóavàdenitrathóahiệuxuấtcóthểđạt95~100%.Phươn g pháp xử lý sinh học nitrat hóa và denitrat hóa (nitrification-denitrification) được lựa chọn cho nghiên cứu loại bỏ nitơ từ nước ngầm Hà Nội, sử dụng công nghệ mới
“swim-bed” và vật liệu mang vi khuẩn (giá thể) bằng sợi tổng hợp acrylic mang tên Biofringe (BF), hình 1.3, Bể nitrat hóa (NBF) và denitrat hóa (DNBF), sử dụng BF hoạt động trong trạng thái “swimming”, có nhiều ưu điểm như thời gian lưu bùn dài, chất rắn lơ lửng đầu ra thấp, giảm sự nhạy cảm với sự thay đổi của môi trường, vv và có khả năng xử lý nitơ với tải lượng cao Trong nghiên cứu này, nước đầu vào được pha chế có thành phần tương tự nước ngầm Hà Nội và nồng độ ammoni cao đến 30 mg/L Trong nội dung nghiên cứu 1, hai bể thí nghiệm nitrat hóa NBF1 và NBF2 mang lượng BF khác nhau (NBF2 mang lượng BF nhiều bằng 2 lần so với bể NBF1) đã được sử dụng để xử lý nước đầu vào không chứa sắt Kết quả thí nghiệm cho thấy amoni đã được loại bỏ với tải lượng đầu vào là 0,24 kg-N/m 3 /ngđ ở bể NBF1 và 0,48 kg-N/m 3 /ng.đ ở bể NBF2 Bùn sinh trưởng ở thể bám trên BF có hoạt tính cao Nước đầu ra trong với hàm lượng chất lơ lửng nhỏ hơn 5 mg/L Hệ thống vận hành đơn giản với hiệu quả xử lý cao và không cần điều chỉnh pH[32].
Hai bể nitrat hóa mang cùng lượng BF đã được sử dụng, bao gồm: Bể NBF2 dùng nước đầu vào không chứa sắt, bể NBF- iron được cung cấp nước đầu vào có chứa sắt. Thí nghiệm được thực hiện với sự thay đổi nồng độ sắt từ 2 đến 10 mgFe/L Bể NBF2 loại được 95~100% lượng amoni với tải lượng đầu vào là 0,48 kg NH4-N/m 3 /ngđ, bể NBF1 có thể loại được đồng thời 95% lượng amoni với tải lượng đầu vào là 0,24 kg NH4-N/m 3 /ngđvà 5 mg Fe/L Hiệu quả loại amoni giảm khi tải lượng đầu vào tăng và khi hàm lượng sắt tăng trên 5 mg Fe/L Hiệu quả loại amoni của bể NBF không bị ảnh hưởng bởi sự thay đổi nhiệt độ từ 25 o C xuống 15 o C Tổng cộng có 18 loài vi khuẩn được tìm thấy trong bùn hoạt tính của bể NBF2, 13 loài trong bể NBF- iron, trong đó có những loài đã được xác định là Nitrosomonas oligotropha, Nitrosomonassp.R5c88, Nitrosospira sp Nsp65 (trong bể NBF2) và Nitrosomonas sp AL212 (NBF- iron)[33].
Hình 1.3: Sơ đồ thí nghiệm và ảnh bể NBF.
Bể denitrat hóa sử dụng giá thể BF vàkỹthuật “swim-bed” (DNBF), được cung cấp nước đầu vào là nước đầu ra của bể nitrat hóa hoặc nước tổng hợp có chứa nitrat. Ethanol được sử dụng là nguồn carbon hữu cơ cho sự phát triển của vi khuẩn và là chất nhường electron trong quá trình denitrat hóa Kếtquả thí nghiệm cho thấy 80~90% nitrat đã được loại bỏ với tải lượng đầu vào là 1,44 kg-N/m 3 /ng.đvà thời gian lưu nước trong bể là 0,5 giờ, cao hơn nhiều so với một số hệ thống xử lý nit ơ sử dụng giá thể cố định (fixed-bed) và di động (fluidized-bed) [34] Đề xuất thiết kế hệ xử lý amoni NMN Nam Dư, việc bổ sung thêm khối công trình nitrat hóa và khối bể lọc đợt 2 vào sau công đoạn xử lý sắt và trước khối công trình khử trùng Công nghệ áp dụng phương pháp MBBR được thiết kế nhằm xử lý nồng độ nitơ amoni đầu vào là 7,4 g/m 3 (tính toán thiết kế với nồng độ tối đa là 14,5 g/m 3 ), qua đó toàn bộ nitơ amoni được chuyển hóa thành nitrat bằng các vi khuẩn nitrat hóa [24], [25] Các hạt nhựa dạng mì ống được sử dụng làm giá thể lưu giữ bùn nhằm duy trì nồng độ bùn nitrat hóa thích hợp trong bể nitrat hóa chiếm mật độ 4/5 dung tích bể tương đương khoảng 70- 80%.Dâychuyền công nghệ được thiết kế với công suất 30.000 m 3 /ngđ đảm bảo khả năng nitrathóa hoàn toàn với tải lượng tính toán tối đa là 504,6 gNH 4 + -N/m3vật liệu.ngđ.Hàm lượng amoni sau xử lý là 1,5mg/L. Đề tài “Nghiên cứu khả năng ứng dụng các vật liệu giữ vi sinh vật dạng sơi acryliccủanhậtvàsợipolyseteépthànhtấmsảnxuấttạiViệtNam”Giảiphápnàyđượctiến hành trên mô hình thực nghiệm và kiểm chứng với nước ngầm thực tế tại nhà máy nước Pháp Vân.
Hình 1.4: Sơ đồ dây chuyền công nghệ xử lý nước ô nhiễm amoni do tác giả Lều
Tác giả đề tài đã đưa ra sơ đồ dây chuyền công nghệ xử lý nước ngầm bị ô nhiễm amoni ở các mức độ khác nhau: (a) Nguồn nước ngầm bị ô nhiễm nhẹ và trung bình (hàm lượng amoni < 11 mgN/L); (b) Nguồn nước ngầm bị ô nhiễm nặng (hàm lượng amoni > 11 mgN/L) Đối với nguồn nước ngầm có mức độ ô nhiễm nhẹ và trung bình (nồng độ nitơ amoni < 11 mgN/L) chỉ cần bổ sung công đoạn nitrat hóa (hình 1.4a). Ứng dụng các vật liệu trên sẽ đáp ứng được khả năng nitrat hóa hoàn toàn nitơ amoniđạt tải lượng tối đa là 750 g NH 4 + -N/m3.ngđ Đối với nguồn nước có mức độ ô nhiễmnặng (nồng độ nitơ amoni > 11 mgN/L) cần tiến hành khử triệt để nitơ amoni theo dây chuyền nêu trên hình 1.4b , etanol là nguồn các bon thích hợp cho công đoạn khử nitrat.
Kết quả nghiên cứu thực nghiệm cũng đã đề xuất được các thông số thiết kế và vận hành cơ bản nhằm đảm bảo khả năng vận hành ổn định của mô hình với hiệu suất khử nitơ đáp ứng yêu cầu do Bộ Y tế ban hành Xử lý nitơ amoni theo sơ đồ công nghệ khử nitrat - nitrat hoá có dòng tuần hoàn từ 1- 4Q (hình 1.4b) có ưu điểm là quản lý được lượng cacbon hữu cơ dư từ quá trình khử nitrat, không gây tái ô nhiễm nước sau xử lý;
DO là chỉ tiêu vận hành quan trọng trong quá trình nitrat hóa và khử nitrat Để đạt được hiệu quả xử lý nitơ cao, cần duy trì nồng độ DO trong bể nitrat hoá ở mức 3 - 3,5 mg/L Với công nghệ kết nối 2 quá trình khử nitrat Nitrat hóa trên bằng dòng tuần hoànthìcầnthiếtkế1bểhoặcngăntrunggiannhằmquảnlývàduytrìDOtrongbể khử nitrat ở mức thấp Đề tài “Nghiên cứu xử lý nitơ amoni trong nước ngầm Hà Nội”
[8], [9] do Nguyễn Văn Khôi, Cao Thế Hà thực hiện, nghiên cứu với qui mô pilot công suất 120 m 3 /ngđ tại nhà máy nước Pháp Vân (hình 1.5), xử lý ni tơ amoni là các bể sinh học có bố trí vật liệu mang vi sinh là keramzit kích thước 4 – 10mm Kết quả nghiên cứu được công bố cho thấy với lưu lượng nhỏ hơn 4 m 3 /h, hệ đạt năng suất xửlý 390 gN-NH 4 + /m3.ngđ, nồng độ amoni ni tơ sau xử lý đạt tiêu chuẩn Châu Âu là thấphơn 0,5mg/L.
Hình 1.5: Sơ đồ dây chuyền công nghệ xử lý nước ngầm ô nhiễm amoni do tác giả
Nguyễn Văn Khôi, Cao Thế Hà thực hiện [8] [9].
Công nghệ xử lý amoni dựa trên kỹ thuật màng vi sinh cố định, quá trình xử lý được thực hiện theo 2 bước nitrat hóa và khử nitrat trong các bể riêng biệt Sơ đồ dây chuyền công nghệ xử lý được trình bày ở hình 1.5 Mô hình thực hiện với hàm lượng amoni đầu vào là 20,05 mgN/L Hiệu quả xử lý nitơ đạt 47%, hàm lượng amoni đầur a
< 0,5 mg/L; nitrat đầu ra là 2,65 mg/L Tuy nhiên vận tốc lọc qua bể sinh học nhỏ, dẫn tới khối tích công trình xây dựng lớn, không phù hợp với quy mô xử lý vừa và lớn. Mặt khác, với vật liệu dạng này khi màng sinh học phát triển dễ dẫn tới hiện tượng tắc màng, nên thường xuyên phải rửalọc. Đề tài “Nghiên cứu xử lý nước ngầm nhiễm amoni bằng phương pháp nitrification kết hợp với denitrification trong bể phản ứng sinh học theo nguyên tắc màng vi sinh vật ngập nước với vật liệu mang là sợi acrylic” [10] được thực hiện bởi nhóm tác giảNguyễn Việt Anh, Phạm Thuý Nga, Nguyễn Hữu Thắng, Trần Đức Hạ, Trần HiếuNhuệ và cộng tác viên.
Hình 1.6: Sơ đồ dây chuyền công nghệ xử lý amoni sử dụng giá thể dạng sợi
Sợi Acrylic (hình 1.6) có cấu tạo giống như sợi len, được kết nối với nhau thành từng chùm, đặt ngập trong nước làm giá thể cho vi sinh vật dính bám Khả năng nitrat hóa hoàn toàn nitơ amonivề tiêu chuẩn với thời gian lưu thủy lực (HTR) = 1 giờ và đạt tảilượng tối đa là 620 g NH 4 + -N/m3.ngđ Hiệu suất khử nitrat cao và ổn định từ 90,1- 98,4% cho nồng độ amoni đầu vào là 20 mgN/L với HRT = 2 giờ Nếu có đủ cơ chất, cho phép tạo ra sinh khối có độ đặc cao, hiệu quả xử lý tốt ngay cả khi tải lượng nitơ lớn Tuy nhiên, với phương án này cần phải có chế độ kiểm soát chặt chẽ về nồng độ oxi hòa tan, độ pH, độ kiềm và nhiệt độ trong nước; hàm lượng nitrit đầu ra vẫn ở mức cao, muốn xử lý triệt để cần phải có thêm bước sục khí để tiếp tục thực hiện quá trình nitrat hóa, do đó tiêu tốn năng lượng.
1.6.2 Tình hình nghiên cứu trên thế giới
Hình 1.7: Mô hình bể sinh học màng vi sinh chuyển động sử dụng trong nghiên cứu của J.D Rouse, 2005 [29].
Công nghệ màng vi sinh chuyển động (Moving Bed Biofilm Reactor – MBBR) vào cuối những năm 1980 và đầu năm 1990 ở Na-uy [26], [27] Tính đến thời điểm hiện tại có khoảng hơn 400 nhà máy xử lý nước thải trên thế giới đã áp dụng thành công công nghệ này [28] J.D Rouse và cộng sự năm 2005 đã đã thiết kế một mô hình về phương pháp màng vi sinh chuyển động xử lý amoni nước thải có nồng độ lớn khoảng 350 mgN/L bằng vật liệu mang PVA-gel của công ty Kuraray Nhật Bản (hình 1.7).Vật liệu mang vi sinh PVA có dạng hạt hình cầu, đường kính 4mm, diện tích bề mặt khoảng 2.500 – 3.000 m 2 /m 3 , tỷ lệ 10-30% thể tích bể Kết quả cho thấy tốc độ loại bỏ ni tơ amoni là 40 mgN/L.h Tuy nhiên với công nghệ này vẫn cần phải xử lý tách biệt làm 3 giai đoạn hiếu khí, thiếu khí và hiếu khí tăng cường cần thiết phải bổ sung cơ chất cho quá trình khử nitrat.
Hình 1.8: Sơ đồ hệ thống MBBR trong phòng thí nghiệm được sử dụng trong nghiên cứu của Zafarzadeh, 2010 [28].
Zafarzadeh và cộng sự năm 2010 đã đánh giá hiệu suất loại bỏ ni tơ trong nước thải với quá trình nitrat hoá và khử nitrat hoá bằng công nghệ màng vi sinh chuyển động (hình 1.8) [28] sử dụng giá thể vi sinh Kadnes loại K1, có diện tích bề mặt là 500 m 2 / m 3 , trọng lượng 152 kg/m 3 , với tỷ lệ 40-50% dung tích bể.Tỷ lệ tuần hoàn là 300% (3Q).Kết quả cho thấy tốc độ tối đa và trung bình trong bình phản ứng hiếu khí là 49,9 và 16,6 gNOx-N/kgVSS.ngày, tương tự tốc độ tối đa và trung bình trong bình phảnứng khử là 156,8 và 40,1 gNOx-N/KgVSS.ngày Trong điều kiện tối ưu hiệu quả xử lýtrung bình của tổng N, amoni và chất hữu cơ hòa tan đạt được tương ứng 98,23%; 99,75% và 99,4%.
F Rogalla và M Badard (1992) đã nghiên cứu khử nitrat bằng bể lọc nổi [30] Vật liệu lọc nổi là nhựa polystyrene có cỡ hạt 2 - 5 mm, chiều cao lớp vật liệu là 2 m Trong bể lọc cát, nước nguồn không được chứa clo Mặt khác, do thời gian phản ứng sinh học phần nhiều rất ngắn, nên để tăng cường hiệu quả xử lý, cần phải đưa một phần bùn hoạt tính lấy từ nước thổi rửa bể lọc quay trở lại nguồn nước thô Các nghiên cứu cho thấy cần một thời gian phản ứng sinh học là 15 phút để xử lý nguồn nước chứa 70 mg/
CƠ SỞ KHOA HỌC VỀ NGHIÊN CỨU GIẢI PHÁP XỬ LÝ
Các phương pháp xửlýamoni
Amoni là một cation có công thức hóa học là NH4 +không độc tồn tại trong nước ngầm.Khi được khai thác lên, tiếp xúc với oxy chuyển hóa thành nitrit và nitrat là những chất khi vượt quá ngưỡng cho nhiều lần có thể gây nguy hại cho sức khỏe con người vì vậy cần phải có các biện pháp tách loại amoni ra khỏi nước ngầm.
Trong nước thiên nhiên, amoni có thể xử lý được nhờ phản ứng oxy hoá giữa NH4 +và
Cl2 - Để oxy hóa toàn bộ NH4 +bằng clo có thể viết hai phương trình tổng quát sau:
2NH3+ Cl2N2+ 6H++ 6Cl- (2-2) Để oxy hoá 1 mg/L amoni theo phương trình (1-7) cần 16,7 mg/L Clo, theo phương trình (1-8) cần 6,3 mg/L Clo Kinh nghiệm thực tế cho thấy để oxy hoá 1 mg/L amoni cần khoảng 10 mg/L Clo Phương pháp xử lý amoni bằng clo có phạm vi ứng dụng hẹp Do liều lượng clo dùng để oxy hóa amoni rất cao, gấp 10 lần, nên liều lượng clo cho vào nước để xử lý amoni thường rất lớn, dề gây nên các quá trình ăn mòn công trình, ô nhiễm môi trường, gây độc hại cho công nhân vận hành Phương pháp này thường chỉ dùng để xử lý các nguồn nước có hàm lượng amoni thấp từ 0,5 mg/L Mặt khác, việc giám sát và kiểm soát quá trình xử lý này tương đối khó khăn do phản ứng oxy hóa xử lý amoni bằng clo chỉ xảy ra triệt để tại thời điểm gãy “Break point” (Hình 2.1) Trước và sau điểm gãy P “Break point” đều tạo nên một lượng clo dư thừa nguy hiểm Việc định lượng clo cho vào nước đòi hỏi độ chính xác cao và được giám sát nghiêmngặt.
Saunier (1976) [35] đã nghiên cứu động học của phản ứng giữa clo và amoni thấy rằng hiệu quả xử lý amoni của phương pháp này phụ thuộc rất lớn vào pH, nhiệt độ và dạng tồn tại của amoni trong nguồn nước Phương pháp này ngoài việc không thích hợp với nguồn nước có hàm lượng amoni cao, còn không thích hợp đối với nguồn nước có độ nhiễm bẩn hữu cơ cao Tại các nguồn nước có độ nhiễm bẩn hữu cơ cao, clo dư sẽ tác dụng với các hợp chất hữu cơ để tạo thành các hợp chất clo hữu cơ mới (halogen metan) có tính độc hại hơn rất nhiều so với amoni [36,37].
Hình 2.1: Tương quan giữa clo dư và lượng clo cho vào nước để xử lý amoni.
2.1.2 Xửlý amoni bằng kiềm hóa và làmthoáng
Trong môi trường nước, amoni thường tồn tại dưới dạng NH4 +hoà tan do nguồn nướcphần nhiều có môi trường pH trung tính Khi thay đổi nâng môi trường pH cao hơn 10,amoni chuyển từ thể dạng ion hòa tan NH 4 + thành khí hòa tan trong nước NH3.Quátrình xử lý amoni có thể thực hiện bằng phương pháp kiềm hóa nâng pH lên trên10,rồi làm thoáng đuổi khí NH 3 hòa tan ra khỏi nước Hình 2.2 thể hiện biểu đồ tươngquan giữa ion amoni và khí amoniac tại các giá trị pH và nhiệt độ khác nhau của nước [38,39].
Hình 2.2: Tương quan giữa ion amoni và khí amoniac tại các giá trị pH và nhiệt độ [37].
Phương pháp xử lý amoni bằng kiềm hóa và làm thoáng có nhiều nhược điểm Trước hết phải dùng một lượng lớn vôi hoặc xút để nâng pH xuống môi trường trung tính. Đặc biệt, khi nguồn nước có độ cứng cao, trước hết phải thực hiện quá trình khử độ cứng cacbonat Hiệu quả xử lý amoni của phương pháp này phụ thuộc rất lớn vào nhiệt độ nước và tỷ lệ giữa lưu lượng không khí làm thoáng và nước Lượng không khí dùng để làm thoáng rất cao tới 2.000 - 3.700 m 3 không khí cho 1 m 3 nước cần xử lý ở nhiệt độ
Hình 2.3 thể hiện sự phụ thuộc giữa hiệu quả xử lý amoni vào nhiệt độ nước cũng như vào tỷ lệ giữa nước và lưu lượng không khí dùng để đuổi khí amoniac ra khỏi nước. Trên quan điểm môi truờng thì đây là một quá trình chuyển sự nhiễm bẩn amoni trong nước vào không khí.
Hình 2.3: Sự phụ thuộc của hiệu quả xử lý amoniac vào tỷ lệ nước - không khí tại các nhiệt độ nước khác nhau.
Phương pháp xử lý amoni và các hợp chất khác của nitơ bằng trao đổi ion đã được nhiều tác giả nghiên cứu [40], [41], [42] Quá trình xử lý amoni có thể thực hiện được bằng phương pháp trao đổi ion với các chất trao đổi ion mạnh Các cation trao đổi chọn lọc theo thứ tựsau:
Fe3+, Al3+, Ba2+, Cr2+, Ca2+, Cu2+, Zn2+, Mg2+, Mn2+, NH4 +, Na+, H+
Từ dãy trao đổi chọn lọc trên, có thể thấy NH4 +chỉ có thể khử được bằng phương pháptrao đổi ion khi các cation đứng trước nó đã được khử hết Phương pháp này đặc biệt không kinh tế khi độ cứng trong nước cao Phương pháp xử lý amoni bằng trao đổi ion nhìn chung rất tốn kém và ít được áp dụng để xử lý nước cấp cho ăn uống và sinh hoạt với công suất khai thác công nghiệp Với phương phápnàycho hiệu quả xử lý rất cao (có thể lên tới 99%) và ổn định, cơ chế xử lý rất đơn giản Tuy nhiên, chukỳhoạt động lại phụ thuộc vào hàm lượng amoni đầu vào, hàm lượng càng lớn thì chukỳhoạt động ngắn Công ty Cổ phần Xây dựng và Môi trường Việt Nam (VINSE) đã thực hiện một mô hình thực nghiệm xử lý amoni cho nước ngầm (địa điểm: xã Tam Hưng, huyện Thanh Oai - Hà Nội) với hàm lượng amoni đầu vào là 12 mg/L bằng vật liệu hấp phụ Zeolit, cho kết quả amoni đầu ra rất tốt, đạt 0,12 mg/L; chu kỳ hoạt động sau hoàn nguyên là 36 giờ (hiệu quả hoàn nguyên đạt 70 – 80%), lượng muối cần thiết là 360 kg/m 3 vật liệu zeolit/lần Như vậy chi phí cho 1 lần hoàn nguyên rất lớn, khoảng 1,5 triệu đồng/m 3 vật liệu Giá thành xử lý nước lên tới 15.000 đồng cho một mét khối, cao hơn gần 2 lần so với giá nước sạch tại Hà Nội bình quân 8.300 đồng/m 3 Với chi phí này hoàn toàn không phù hợp với điều kiện thực tế của nước ta[13].
Là quá trình chuyển hóa các hợp chất chứa nitơ thành các thành phần của sinh khối (thực vật và vi sinh vật) Quá trình chuyển hóa trên gắn liền với các phản ứng sinh hóa xảy ra trong tế bào động vật, thực vật, trong quá trình quang hợp của thực vật hay đồng hóa của vi sinh vật Các loại thực vật thường được sử dụng để xử lý amoni như: cây thủy trúc, bèo tấm, dương xỉ, Tuy nhiên, phương pháp này cần có thời gian dài, diện tích sử dụng đất lớn và chỉ phù hợp với quy mô xử lý cho các lưu vực bị ô nhiễm [6].
Anamox [43], [38] là quá trình oxy hóa amoni yếm khí trong đó amoni và nitrit đượcoxy hóa một cách trực tiếp thành N 2 , với amoni là chất điện tử, còn nitrit là chất nhận điện tử để tạo thành N2theo phương trình phản ứng:
NH4 ++ 1,32 NO2 -+ 0,066 HCO3 -+ 0,13 H+1,02 N2+ 0,26 NO3 -+ 0,066 CH2O
Cơ chế chuyển hóa nội bào của phản ứng Anammox đến nay vẫn chưa được làm sáng tỏ hoàn toàn.
Sử dụng phương pháp đồng vị đánh dấu (15N), cơ chế sinh hóa của phản ứngAnammox được đề nghị Đầu tiên vi khuẩn anammox khử nitrit (NO 2 - ) thành hydroxilamin (NH2OH), sau đó hydroxilamin và amoni ngưngtụthành hydrazine (N2H4) và nước Cuối cùng hydrazine bị oxy hóa thành N2và electron lại được tái sửdụng cho quá trình khử nitrit tiếp theo Anammox là một công nghệ mới được phát triển trong những năm gần đây Nó không cần bất cứ một nguồn cacbon hữu cơ nào để loại bỏ nitơ, vì vậy nó đem lại lợi ích về kinh tế và mang lại nhiều tiềm năng cho xử lý nước có chứa amoni nhưng hàm lượng hữu cơ thấp Trong quá trình anammoxtỷlệ hàm lượng giữa nitrit và amoni đầu vào là khoảng 1,3 và cần nguồn cacbon vô cơ, vìvậy phải bổ sung HCO 3 - Sự kết hợp hai quá trình nitrat hóa bán phần và quá trìnhanammox, thì trên thực tế nitrit là hợp chất trung gian trong cả hai quá trình Vì vậy nitrit hóa bán phần rất thuận tiện và kinh tế, theo sau đó là quá trình anammox đảm bảo loại bỏ toàn bộ nitơ thông qua một quá trình hoàn toàn tự dưỡng Tuy nhiên quá trình anammox khó áp dụng cho việc xử lý nước trong thực tế Một trở ngại chính để ứng dụng quá trình anammox là đòi hỏi một giai đoạn bắt đầu lâu dài, chủ yếu là do tốc độ sinh trưởng chậm của vi khuẩn anammox (thời gian nhân đôi là khoảng 11 ngày) Thêm vào đó, vi khuẩn anammox là vi khuẩn yếm khí và tự dưỡng hoàn toàn nên chúng khó nuôi cấy Vì vậy chúng chưa được phân lập trong môi trường nuôi cấy sạch Do đó, việc am hiểu về sinh lý học và động lực học của vi khuẩn anammox đem lại một ý nghĩalớn.
2.1.6 Quátrình SHARON (Single reactor High activity Amonium Removal OverNitrite)
Quá trình SHARON [44], [43] liên quan đến quá trình nitrat hóa một phần, sản phẩm chính của quá trình nitrit, và được kiểm soát trong một điều kiện khắc nghiệt Quá trình này giúp giảm chi phí cho quá trình hiếu khí, quá trình SHARON thích hợp cho nguồn nước có nồng độ amoni cao, và đó đạt được những thành công bước đầu trong việc nitrat hóa/ khử nitrat, với nitrit đóng vai trò là chất trung gian trong điều kiện ổn định Quá trình SHARON được thực hiện mà không có bấtkỳmột sự lưu trữ sinh khối nào Điều này có nghĩa là thời gian lưu bùn (SRT) cân bằng với thời gian lưu thủy lực (HRT) Trong quá trình SHARON, amoni được chuyển hóa thành nitrit bời các vi khuẩnoxyhóaamonitrongđiềukiệnkhônglưutrữbùn,vớinhiệtđộ30-40°CvàpH
= 7 – 8 Bể phản ứng được vận hành theo chukỳ2 giờ là 80 phút hiếu khí (nitrit hóa) và
Tuy nhiên, quá trình có nhược điểm phải duy trình điều kiện môi trường việc bảo ôn thiết bị để duy trình nhiệt độ trong khoảng 30 - 40°C và hóa chất để ổn định pH làm tăng các chi phí vận hành Quá trình cần phải được giám sát nghiệm ngặt để tranh tạo ra nitrat Phù hợp để áp dụng cho các hệ thống vận hành theo mẻ kiểu SBR (Sequencing Batch Reactor).
2.1.7 Xửlý amoni bằng phương pháp sinh học truyềnthống
Khác với các phương pháp trên ít được áp dụng trong thực tế, xử lý amoni bằng sinh học truyền thống là phương pháp thông dụng, được áp dụng để xử lý hầu hết các nguồn nước nhiễmamoni.
Thuật ngữ “quá trình nitrat hóa” thường được áp dụng cho quá trình oxy hóa sinh học của amoni (amoni được đề cập ở đây bao gồm cả dạng phân ly và không phân ly) thành nitrit và quá trình oxy hóa hơn nữa của nitrit thành nitrat Các vi khuẩn tự dưỡng (autotrophic) hoạt động trong môi trường hiếu khí Các chất cần thiết cho sự phát triểncủa vi khuẩn xử lý amoni là nguồn cacbon có từ các ion bicacbonat HCO 3 - trong nước,oxy hoà tan và phốt pho Vi khuẩn nitrat hóa được chia thành hai nhóm vi khuẩn có chức năng khác nhau không phụ thuộc vào môi trường nuôi cấy Trong tự nhiên,chúngsốngtrongmộtquầnthể,trongmôitrườngnuôicấy,chúngcóxuhướngđịnh
Phạm vi, đối tượng nghiên cứu và màngvisinh
Với phạm vi nghiên cứu là nước ngầm vùng Hà Đông, tiến hành khảo sát chất lượng nước ngầm của các nhà máy, trạm xử lý tại Hà Đông gồm: mẫu nước thô chưa qua xử lý, mẫu nước đã qua xử lý và đánh giá hiệu quả xử lý amoni của các dây chuyền công nghệ hiện có Xác định được đặc trưng của nước ngầm, các yếu tố ảnh hưởng và dựng mô hình thí nghiệm.
Hệ thiết bị xử lý amoni sử dụng vật liệu mang di dộng Thiết bị này được lắp đặt phía sau bể lọc cát của nhà máy nước Hà Đông – cơ sở II Ba La (nước sau lọc và chưa được khử trùng bằng clo hoạt tính) Các quá trình nitrat hóa và khử nitrat bên trong vật liệu mang trong điều kiện hiếu khí Sử dụng vật liệu mang là đệm vi sinh MBBR PE02
Khi nước thô chảy qua, hoặc tiếp xúc xáo trộn với vật liệu mang, trên mặt các hạt vật liệu rắn sẽ hình thành, phát triển các vi sinh vật và sinh vật, gọi là tạo màng sinh học.Đây là đặc điểm quan trọng nhất trong kỹ thuật màng vi sinh Kỹ thuật màng vi sinh được chia làm 2 dạng chính: màng vi sinh cố định (màng vi sinh hình thành trên giá thể cố định, ví dụ: bể lọc nhỏ giọt); và màng vi sinh chuyển động (màng vi sinh hình thành trên giá thể chuyển động, ví dụ: bểMBBR).
Màng sinh học (Biofilm) hình thành trên bề mặt các giá thể bao gồm vi khuẩn, nấm, tảo, động vật nguyên sinh và các sinh vật khác Quá trình hình thành các màng sinh học trên bề mặt các giá thể tương tự như quá trình hình thành các màng sinh học trong tự nhiên Sau khi các giá thể bị các chất hữu cơ bám vào (quá trình lọc – hấp phụ), các vi khuẩn sẽ di chuyển đến và phát triển trên đó thành các khuẩn lạc, sau đó các vi sinh vật khác sẽ đến phát triển dần thành màng sinh học Để cho các vi khuẩn có thể hấp phụ lên bề mặt các giá thể cần phải có sự hình thành màng bao xung quanh tế bào có bản chất polisaccarit và protein gọi là glicocalix (phức hệ chứa polimer gọi là glicocalix) Các polimer ngoại bào này giúp các tế bào vi sinh gắn kết với nhau tạo màng sinh học trên bề mặt giá thể [14], [11] Tiến trình hình thành màng sinh học được mô tả trong hình 2.4 và hình2.5.
Hình 2.4: Chu trình hình thành và bong tróc của màng sinh học [11] [14].
Bề mặt hạt vật liệu lọc chỉ cho phép quần thể vi sinh vật phát triển theo một hướng là bề mặt ngoài của hạt Bề dày của màng sinh học từ 600 àm đến 1000 àm, trong đú phần lớn là vùng hiếu khí Thành phần sinh vật chủ yếu của màng sinh học là vi khuẩn,ngoàiracòncócácloạiđộngvậtnguyênsinh,nấm,xạkhuẩn, Cácvisinhvậttrên màng sinh vật sẽ phân hủy các chất hữu cơ và tăng trưởng, việc tăng chiều dày của màng sinh học sẽ làm giới hạn việc khuếch tán oxy hòa tan vào phía trong màng sinh học và tạo thành những khu vực yếm khí bên trong màng Màng sinh học được hình thành và chia thành 3 lớp: lớp ngoài cùng là lớp hiếu khí được oxy khuếch tán xâm nhập, lớp trong là lớp thiếu oxy, và lớp trong cùng là lớp yếm khí Nếu màng quá dày, các vi sinh vật bên trong màng có thể bị thiếu chất dinh dưỡng và chúng sẽ chuyển qua giai đoạn phân hủy nội bào, sản phẩm của quá trình phân hủy nội bào trở thành cơ chất cho phản ứng khử nitrat Sau một thời gian hoạt động, màng sinh vật dày lên, các chất khí tích tụ phía trong tăng lên và màng bị tách khỏi vật liệu lọc (quá trình lão hóa màng sinh học) Hàm lượng cặn lơ lửng trong nước tăng lên Sự hình thành các lớp màng sinh vật mới lại tiếp diễn Quá trình hình thành các lớp màng sinh học mới sẽ tái diễn nhưng cần một thời gian đủ dài[17].
Hình 2.5: Quần thể vi sinh dính bám trên vật liệu mang [15].
Sự hình thành màng sinh vật trên giá thể chuyển động (MBBR)
Công nghệ MBBR là sự kết hợp hai kỹ thuật xử lý: Kỹ thuật huyền phù và kỹ thuật màng vi sinh Trong bể phản ứng sử dụng kỹ thuật màng vi sinh chuyển động, các giá thể, vi khuẩn và chất bẩn cùng chuyển động hỗn độn Ban đầu các chất hữu cơ được vận chuyển đến bề mặt màng sinh học nhờ chế độ chảy rối hay gặp nhiều trong kiểu bể phản ứng sinh học Cơ chế bám dính của các phần tử hữu cơ lớn và các hạt lên bề mặt của màng sinh học có thể là sự va chạm và lọc hấp phụ do cấu trúc của màng sinh học không mịn [6], [28] Cấu trúc của màng sinh học chuyển động và sự hình thành màng sinh học trên giá thể chuyển động tương tự như trên giá thể cố định, tuy nhiên sự khác nhau ở đây, và là yếu tố quyết định tính hiệu quả của kỹ thuật vi sinh chuyển động là khả năng tiếp xúc của giá thể, vi khuẩn và chất bẩn cần xử lý trong bể phản ứng.
Hình 2.6: Sơ đồ cơ chế hoạt động của màng sinh học trên giá thể chuyển động.
Thực chất trên bề mặt giá thể sinh học sảy ra đồng thời cả ba quá trình yếm khí, thiếu khí và hiếu khí giúp xử lý được triệt để các chất ô nhiễm có trong nước (hình 2.6) Ở lớp trong cùng tiếp xúc với giá thể do không được tiếp xúc với oxy nên hình thành vùng yếm khí, phân hủy nội bào các tế bào chết Trong khi đó lớp ngoài cùng được tiếp xúc với oxy nhiều hình thành quần thể vi sinh vật hiếu khí giúp chuyển hóa BOD và Amoni,…đồng thời sảy ra quá trình tổng hợp sinh khối mạnh mẽ Ở lớp trung gianhình thành vùng thiếu khí thúc đẩy quá trình denitrat hóa giải phóng khíN 2
Diện tích tiếp xúc được tăng lên đáng kể, do không bị hạn chế bởi sự xếp chồng của các hạt vật liệu như trong kỹ thuật mang vi sinh cố định, ngoài ra nó còn được kể đến diện tích bề mặt tạo ra do độ rỗng của giá thể [26], [35] Vật liệu mang DHY làm từ Polyurethan do công ty Vinse nghiên cứu và sản xuất, diện tích bề mặt của vật liệu mang được tính toán dựa trên kích thước hình học của giá thể và cấu trúc xốp của nó, chính những lỗ nhỏ li ti bên trong giá thể tạo ra những bề mặt cho sự sinh trưởng và phát triển của vi sinh vật; cơ chế khuếch tán và trao đổi chất tương tự như màng sinh học cố định Do đó, quá trình chuyển khối trong hệ mang chuyển động cao hơn so với hệ cố định [6].
2.2.4 Ưu điểm việc chọn phương pháp sinh học bằng công nghệ xử lý của côngnghệMBBR
Kỹ thuật xử lý nước ô nhiễm chất hữu cơ và dinh dưỡng thông dụng đang sử dụng là phương pháp bùn hoạt tính có lịch sử gần 100 năm, tuy có những ưu điểm (dễ vận hành, đúc rút được nhiều kinh nghiệm) nhưng hiệu quả (tốc độ) của quá trình thấp do không thể tập trung vi sinh vật với mật độ cao và chỉ thích hợp cho mức độ xử lý cấp hai (tách loại chất hữu cơ tan).
Công nghệ MBBR đã được áp dụng rất thành công trong lĩnh vực nước thải Còn với trong lĩnh vực nước cấp, đã có một số nghiên cứu trên thế giới cũng như ở Việt Nam ứng dụng công nghệ trên để xử lý, đặc biết là trong xử lý amoni Tùy thuộc vào chất lượng nước đầu vào và yêu cầu công nghệ để chọn loai giá thể phù hợp (cố định hay chuyển động, dạng cầu hay dạng bánh xe,…).
Phương pháp lọc sinh học sử dụngkỹthuật màng vi sinh cho phép tăng mật độ vi sinh trên một đơn vị thể tích với mức độ có thể cao hơn tới mười lần so vớikỹthuật bùn hoạt tính và vì vậy tăng đáng kể hiệu quả xử lý [16] Mặt khác, trong màng vi sinh còn diễn ra quá trình tự chọn lọc và tăng cường mật độ của loại vi sinh có tốc độ phát triển chậm [56], [57] Khó khăn về phương diện vận hành hệ thống xử lý là hạn chế về quá trình chuyển khối (cung cấp thức ăn cho vi sinh trong màng có độ dày tới mm) cho vi sinh vật với mật độ cao Các dạngkỹthuật phản ứng tầng lưu thể (fluidized bed), tầng vi sinh chuyển động (Moving Bed Biofilm Reactor – MBBR) được nghiên cứu phát triển nhằm thúc đẩy quá trình chuyển khối trong hệ xử lý, khắc phục những hạn chế của cáckỹthuật sử dụng màng vi sinh khác như lọc nhỏ giọt đĩa quay sinh học, lọc ngập tầng tĩnh Kỹ thuật tầng chuyển động có hiệu quả thấp hơn tầng lưu thể vì diện tích chất mang thấp hơn nhưng có lợi thế về mặt vận hành đơn giản, thích hợp với qui mô xử lý vùa và nhỏ ở Việt Nam.Kỹthuật vận hành hệ xử lý tầng lưu thể đồi hỏi trình độ tự động hóa rất cao Đặc điểm quan trọng nhất củakỹthuật MBBR là sử dụng vật liệu mang có kích thước khá lớn (cm) để tránh khâu lắng, khối lượng riêng thấp (xấp xỉ với nước) đểduytrì chuyển động mà ít tốn năng lượng, có khả năng tập trung cao vi sinhNitrifiertrongvậtliệumangvàtrongchừngmựcnhấtđịnhthựchiệnphảnứn g khử nitrat (đòi hỏi điều kiện thiếu khí) ngay trong điều kiện hiếu khí của hệ xử lý [26], [27].
Nghiên cứu quá trình Nitrat hóa và khử Nitrat đồng thời trong bể hiếu khí vớikỹthuật MBBR là đối tượng nghiên cứu của công trình này nhằm mục đích để thiết kế các hệ thống xử lý nitơ amoni trong nước ngầm hiệu quá cao, tiết kiệm chi phí xây dựng và vận hành Các công nghệ xử lý sử dụngkỹthuật màng vi sinh chuyển động cho việc xử lý amoni hiện nay thường được thiết kế theo 2 sơ đồ nguyên lý (hình2.7):
Hình 2.7: Các sơ đồ nguyên lý xử lý amoni.
Theo sơ đồ nguyên lý số 1, cụm xử lý amoni gồm 3 bể nối tiếp thực hiện 3 công đoạn xử lý: nitrat hóa, khử nitrat (có bổ sung cơ chất) và sục khí để khử COD dư thừa. Muốn quá trình nitrat hóaxảyra thì BOD trong nước đầu vào phải nhỏ hơn 20 mg/L, như vậy khi quá trình khử nitrat diễn ra lại cần phải bổ sung cơ chất (có thể là đườnghoặc rượu Các loại vật liệu mang vi sinh CH 3 OH, C2H5OH, và CH3COOH) cho vi sinh vật theotỷlệ 2,86 gCOD/gNO3 - Chính vì thế việc bổ sung cơ chất cũng cần phải đượcgiám sát chặt chẽ về mặt định lượng, nếu không sẽ cần có thêm giai đoạn sục khí để xử lý COD dư thừa, thời gian xử lý sẽ bị kéo dài, số lượng bể phát sinh, cụm xử lý trở nên cồng kềnh, tăng chi phí đầu tư xây dựng và tiêu tốn năng lượng Sơ đồ xử lý này thường được áp dụng với nước đầu vào có hàm lượng amoni thấp hơn 15mg/L.
Sơ đồ nguyên lý số 2 được sử dụng khi nước đầu vào có hàm lượng amoni cao, trên 15 mg/L Ưu điểm của phương án này là tận dụng được cơ chất sinh ra từ phản ứng nitrat hóa bằng việc tuần hoàn nước sau bể nitrat hóa về trước bể khử nitrat với lưu lượng bằng 1 đến 4 lần lưu lượng nước đầu vào Điều này có nghĩa là không cần phải bổ sungcơ ch ất từ b ê n ng oài và o, và nồngđộ n ư ớ c đầu vàođ ượ cp ha loãngn hi ều lầ n trong khi mật độ vi sinh không hề thay đổi, dẫn đến hiệu quả xử lý tốt hơn Tuy nhiên phương án này lại gặp phải vấn đề lớn về năng liệu tiêu thụ của bơm tuần hoàn, đồng thời khối tích của các công trình xử lý sẽ tăng lên từ 2 đến 5 lần so với phương án 1.
Kỹ thuật màng vi sinh dựa vào sự bám dính của vi sinh vật trên bề mặt chất mang, cho nên với chất mang có diện tích bề mặt càng lớn thì hiệu quả xử lý càng cao Tuy nhiên với các loại vật liệu mang hiện nay trên thị trường lại có diện tích bề mặt thấp, khoảng
Vật liệu mangdiđộng
Hệ mang vi sinh chuyển động sử dụng bể phản ứng giống như trong kỹ thuật bùn hoạt tính nhưng được bổ sinh thêm chất mang, chất mang có kích thước hình học lớn hơn so với kích thước của vật liệu mang sử dụng trongkỹthuật tầng lưu thể (cỡ cm), chúng chuyển động hỗn loạn trong khi vận hành nhờ dòng khí khuấy trộn hay khuấy đảo cơ học [6] Lượng sinh khối bám trên chất mang phụ thuộc vào diện tích bể mặt và chiều dày của màng vi sinh bám trên đó Do chuyển động hỗn loan trong nước, cọ sát lẫn nhau nên nguy cơ bong màng vi sinh là rất thường trực Tạo ra bề mặt chất mang không bị nguy cơ cọ sát được gọi là bề mặt được bảo vệ.Tỷlệ diện tích bề mặt được bảo vệ phụ thuộc vào cấu hình của vật liệu mang Đó là chất mang có cấu hình đặc thù như kiểu bánh xe, dạng hộp, dạng ống, dạng vòng xoáy Diện tích bề mặt có thể đạt từ3.000 -15.000 m 2 /m 3
Các loại bể sinh học sử dụng kỹ thuật màngvisinh
Bể lọc sinh học nhỏ giọt gồm có 4 bộ phận chính: lớp vật liệu lọc, hệ thống phân phối nước, hệ thống phân phối khí và hệ thống thu nước Bể có dạng hình chữ nhật hoặc hình tròn trên mặt bằng, trong bể có chứa các vật liệu lọc bằng gạch vỡ, đá dăm, than xỉ, sỏi đá, đá keramit, hoặc các vật liệu nhựa, chất dẻo với độ dày lớp vật liệu lọc khoảng 1,0 - 2,5 m; kích thước hạt tăng đều từ trên xuống dưới Nước được đưa vào từ phía dưới bể và được tưới đều lên trên bề mặt lớp vật liệu lọc bằng hệ thống phân phối nước kiểu vòi phun, ống khoan lỗ hoặc máng răng cưa Khi vật liệu lọc được tiếp xúc với nước, bắt đầu hình thành màng sinh học, để đảm bảo màng sinh học luôn ở trạng thái ẩm và được cung cấp đầy đủ các chất dinh dưỡng (chất hữu cơ, N, P, ), bề mặt bể lọc phải được tưới đều, ổn định với tải trọng thủy lực nhất định [11] [21] Đối với bể sử dụng vật liệu lọc là đá dăm, sỏi hoặc keramit thì tải trọng thủy lực: q = 1-3 m 3 / m 2 vậtliệu.ngđ.Đốivớibểsửdụngvậtliệulọclàchấtdẻo,nhựathìtảitrọngthủylực:q
= 5-20 m 3 /m 2 vật liệu ngđ. Ưu điểm: Bể lọc sinh học nhỏ giọt thích hợp cho việc xử lý nước thải quy mô dưới 50.0 m 3 /ngày, dễ vận hành, chi phí bảo trì thấp, tiết kiệm chi phí nhân công Bùn sinh học dễ lắng.
Nhược điểm: Dễ bị tắc nghẽn, nhạy cảm với nhiệt độ, không khống chế được quá trình thông khí, dễ sinh mùi, bùn dư không ổn định, hạn chế việc xử lý nitơ và phốt pho.
Bể lọc sinh học tầng cố định
Bể lọc sinh học tầng cố định làkỹthuật xử lý nước thải với mục đích tăng cường mật độ vi sinh trên một đơn vị thể tích của hệ xử lý Tăng mật độ vi sinh đồng nghĩa với giảm thời gian lưu thủy lực của hệ, giảm thể tích của hệ thống xử lý với cùng công suất và đạt hiệu quả cao hơn so với các phương án khác Vật liệu mang vi sinh có diện tích lớn hơn là loại có kích thước hình học nhỏ hoặc vật liệu xốp có bể mặt bên trong chiếm tỷ lệ cao só với diện tích phía ngoài [45], [50], [55] Thiết bị lọc tầng cố định bao gồm bộ phận cấp khí, vùng chứa vật liệu mang vi sinh kèm theo khung đỡ, bộ phận phân phối nước đầu vào và thu nước Vật liệu lọc thường được đóng thành khối, để ngập trong nước để vi sinh vật dính bám[39].
Hệ xử lý tầng cố định áp dụng hai phương thức thao tác về phương diện bùn thải với tên gọi khác nhau là lọc sinh học hiếu khí ngập nước (biological aerated flooded filter, BAFF) và cột lọc hiếu khí chìm trong nước (submerged aerated filter, SAF) Trong cả hai kỹ thuật trên thì vật liệu mang vi sinh đều nằm bên dưới mặt nước, đều được cấp oxy để vi sinh hoạt động và thường được dùng để chỉ công nghệ xử lý nước thải với tầng lọc cố định (tầng tĩnh) Sự khác biệt giữa hai kỹ thuật trên ở khâu tách bùn dư: cột lọc sinh học hiếu khí ngập nước tách bùn dư bằng biện pháp sục rửa ngược trong khi cột lọc hiếu khí chìm trong nước tách bùn dư bằng phương pháp lắng Thông thường bùn dư không được quay vòng trở lại hệ xử lý vi sinh [6]. Ưu điểm: sử dụng ít diện tích; giá thành bảo trì thấp về phương diện lao động và thời gian; linh hoạt trong việc xử lý bùn thải, không cần quay vòng bùn, Hiệu suất xử lýtheo BOD 5 , nitơ và phốt pho cao [6].
Nhược điểm: Cột lọc tầng cố định cần có tỷ lệ vật liệu mang cao 40 - 70% thể tích bể.
Dễ bị tắc do mật độ vi sinh cao và hoạt động theo nguyên tắc bể lọc Chi phí cho việc rửa vật liệu lớn.
Bể sinh học sử dụng màng vi sinh chuyển động (MBBR)
Trong khối phản ứng, sinh khối tồn tại ở trạng thái huyền phù hoặc trong lớp màng dẫn đếnkỹthuật xử lý tương ứng Phương pháp lai ghép giữa hai kỹ thuật trên thuộc kỹ thuật màng vi sinh chuyển động (Moving Bed Biofilm Reactor, MBBR) Hệ màng vi sinh chuyển động sử dụng bể phản ứng giống như trong trongkỹthuật bùn hoạt tính nhưng được bổ sung thêm chất mang, chúng chuyển động hỗn loạn trong khi vận hành nhờ dòng khí khuấy trộn hay khuấy đảo cơ học (hình2.8).
Sinh khối trong hệ tồn tại ở hai dạng: Tập hợp keo tụ như trong kỹ thuật bùn hoạt tính và màng vi sinh bám trên chất mang Vi sinh dạng keo tụ được tách từ bể lắng thứ cấp,không cần hồi lưu trở lại bể phản ứng sẽ cho phép tiết kiệm năng lượng quay vòng dòng hồi lưu bùn và giảm tải trọng của bể lắng thứ cấp Chất mang vi sinh có tác dụng tăng mật độ sinh khối trong một đơn vị thể tích của bể xử lý và quan trọng hơn tăng thời gian lưu tế bào của chủng loại vi sinh có tốc độ phát triển chậm Thay đổi tỷ lệ vật liệu chất mang trong khối phản ứng (thể tích chất mang chiếm 10 – 70 %) cho phép áp dụng linh hoạt tải lượng bề mặt của hệ xử lý [55]; đạt được tốc độ xử lý lớn tính theo đơn vị thể tích Chất mang chuyển động cho phép tránh hiện tượng gây tắc và tăng cường khả năng trao đổi chất của phần vi sinh bám trên chất mang, đồng thời cho phép sử dụng oxy hiệu quả hơn do khi chuyển động chúng ngăn và làm chậm lại các bọt khí thoát ra khỏi nước.
Do tăng cường được hiệu quả xử lý của hệ bằng những giải pháp linh hoạt nên nó còn được sử dụng để nâng cấp công suất và chất lượng của các hệ xử lý đang hoạt động. Màng vi sinh chuyển động còn tạo điều kiện cho quá trình lắng bùn tốt hơn do hạ thấp được chỉ số thể tích bùn [28]. a Bểhiếu khí b Bể thiếukhí
Hình 2.8: Mô tả quá trình xử lý của bể MBBR. Ưu điểm: Hệ thống MBBR không cần quá trình bùn tuần hoàn bùn, vận hành liên tục mà không cần thay thế nguồn vi sinh mới, có khả năng chịu tải trọng hữu cơ cao và màng sinh học có khả năng thích ứng khi nồng độ chất ô nhiễm thay đổi đáng kể,mật độ vi sinh vật xử lý trên một đơn vị thể tích cao, thiết bị xử lý dễ vận hành, đa dạng với nhiều loại giá thể khác nhau và có thể vận hành với điều kiện tải trọng cao, hiệu quả xử lý cao với đặc tính màng biofilm thì hiệu quả xử lý COD, N, P khá tốt vì màng biofilm vừa có khả năng loại bỏ COD, vừa có khả năng khử nitơ, phốtpho do màng vi sinh có các lớp hiếu khí, thiếu khí vàkỵkhí Hiệu quả xử lý BOD lên tới 90%, N-
Nhược điểm: Do vi sinh vật tăng trưởng liên tục và dính bám lên giá thể, nên khó xác định được thời gian lưu bùn, những vi sinh vật chết sẽ theo dòng nước ra ngoài, cần cung cấp đầy đủ các chất dinh dưỡng vì màng rất dễ bị bong tróc khi chất dinh dưỡng bị hạn chế hoặc điều kiện khuấy trộn và sục khí không đạt yêu cầu, khi vận hành phải đảm bảo giá thể chuyển động hoàn toàn trong bể, không có khu vực chết, cần duy trì độ xáo trộn cần thiết để lớp màng đủ mỏng để tăng khả năng khuếch tán của cơ chất và oxy vào trong lớpmàng.
NGHIÊN CỨU GIẢI PHÁP XỬ LÝ AMONI TRONG NƯỚC NGẦMTẠI CƠ SỞ BA LA NHÀ MÁY NƯỚC SẠCHHÀĐÔNG
Phương phápnghiêncứu
Hệ thống pilot nghiên cứu được đặt tại nhà máy nước sạch Ba La – Hà Đông (hình 3.1) Nhà máy công suất thiết kế 30.000 m 3 /ngđ cung cấp nhu cầu nước sạch cho nhân dân Quận Hà Đông với 14 giếng khai thác nước ngầm Từ các trạm bơm giếng khoan, nước thô được khai thác bơm dẫn về nhà máy được làm thoáng giàn mưa nhằm đuổiCO 2 và H2S trong nước ngầm; làm giàu oxy trong nước tạo điều kiện để Fe2+oxy hóathành Fe 3+ thủy phân thành hợp chất ít tan Nước sau lắng được thu gom bằng hệ thống máng, mương tới các bể lọc nhanh trọng lực Trước khi vào bể chứa nước được châm Clo hoạt tính để khử trùng Trạm bơm cấp 2 bơm nước vào mạng lưới phân phối.
Hình 3.1: Nhà máy nước Hà Đông cơ sở II (797 Quang Trung, Phú La, Hà Đông).
Hiện nay vấn đề về xử lý Amoni đang là vấn đề nổi cộm của cơ sở 2, chất lượng nước đầu vào thường rơi vào khoảng 10-20 mg/L; sau quá trình cải tiến, nâng cấp và bảo trì hệ thống thường xuyên nhà máy luôn cố gắng không chế Amoni trong dòng ra trong khoảng < 03 mg/L Do thực tiễn vận hành của nhà máy ghi nhận nồng độ Amoni sau xử lý có thể lên tới 15 mg/L tùy theo chất lượng nước của các giếng Trong nghiên cứu này sẽ lấy nước đầu vào từ một đơn nguyên bể có chất lượng xấu nhất để tiến hành xử lý cấp hai (hình 3.2) Nghiên cứu sử sụng phương án nitrat hóa để loại bỏ thành phần Amoni trong nước.
Hình 3.2: Sơ đồ bố trí hệ thống.
Hệ thống được cấp khí bởi một máy nén khí thông qua đĩa phân phối khí đi vào bể phản ứng Nước đầu vào hệ pilot là nước ngay sau hệ thống xử lý của NMN Ba La (chưa qua khử trùng), nước đầu ra được hút quay trở lai máng thu chung của nhà máy rồi được bơm trở lại dàn mưa để thu hồi lại lượng nước đã thí nghiệm Bơm rửa ngược được lắp song song sử dụng trong trường hợp rửa ngược bể phản ứng Vì chênh lệch cao trình giữa máng thu nước và tháp phản ứng nên nước sau xử lý của hệ pilot có thể tự chảy về máng thu, không nhất thiết phải sử dụng bơm.
Công nghệ MBBR là viết tắt của cụm từ Moving Bed Biofilm Reactor – là công nghệ bùn hoạt tính áp dụng màng vi sinh bám dính trên lớp giá thể sinh học tự do [59].Côngnghệnày cóưuthếcủacảquátrìnhbùnhoạttínhvàmàngsinhhọckhisửdụng đệm nổi chuyển động tự do để đạt được diện tích bề mặt màng sinh học mong muốn
[60], [61] Hệ thống vi sinh vật được hoạt hóa tự nhiên thông qua việc thổi khí, cấp dư oxy để kích thích quá trình nitrat hóa.
Hình 3.3: Hệ thống xử lý sinh học hiếu khí sử dụng giá thể.
Lớp màng vi sinh neo bám trên toàn bộ bề mặt của giá thể vi sinh di động và việc cấp khí liên tục, quá trình trao đổi chất, nitrat diễn ra nhanh Giá thể vi sinh được xoay chuyển liên tục, khuếch tán khắp nơi trong bể sinh học Khi thiết kế bể MBBR, vận tốc khí cũng được kiểm soát chặt chẽ, đảm bảo đủ lớn để giúp các giá thể vi sinh chuyển động trong lòng bể một cách dễ dàng do tỷ trọng của giá thể di động MBBR nhỏ hơn nước (hình 3.3).
Nhờ các các giá thể vi sinh này, các vi sinh vật có nơi để trú ẩn (hay còn gọi là bám dính) nên sau bể sinh học MBBR không cần bể lắng bùn và không cần tuần hoàn bùn, mà chỉ lọc rồi cho qua bể khử trùng vì lượng bùn thải phát sinh ít.
Hệ thống xử lý sinh học hiếu khí sử dụng giá thể Sử dụng oxy trong không khí để cung cấp cho hệ vị sinh vật trong tháp lọc Oxy được cung cấp từ dưới lên để giúp quá trình đảo trộn hệ thống đệm sinhhọc.
Hình 3.4: Mặt bằng trước khi để hệ thống.
Thiết bị của hệ thống pilot (hình 3.4 – 3.7):
- Hệ thống ống phun làm thoỏng nước thụ: Số lượng 02 ống ejectorỉ27mm;
- Thỏp lọc + giỏ thể sinh học: Số lượng 01, nhựa PE ỉ10x10 0,5m 3 ;
- Van tay đúng/mở nước rửa ngược: Số lượng 04 chiếc, van bướm ỉ34mm,ỉ27mm;
- Van tay để điều chỉnh lưu lượng: Số lượng 01 chiếc, van bướmỉ27mm;
- Bơm nước thô: Số lượng 01 chiếc, Ebara 01 kW, 1,5 A,220V;
- Bơm nức rửa ngược: Số lượng 01 chiếc, Ebara 0,56 kW, 1,85A,380V;
- Bơm nước sạch: Số lượng 01 chiếc, Ebara 0,38 kW, 1,4A,380V;
- Máy nén khí: Số lượng 01 chiếc, OSCO 1,1 kW, 2,8A,380V.
- Cảm biến mực nước: Số lượng 02 chiếc,Keyence;
- Cảm biến lưu lượng nước: Số lượng 02 chiếc,Keyence;
-Cảm biến lưu lượng khớ: Số lượng 02 chiếc, Aichi tokei ỉ27mm.
Quy trình vận hành: hệ thống được vận hành 24/24 chỉ dừng trong trường hợp có sự cố để đảm bảo luôn có oxy cho hệ vi sinh vật Định kỳ hằng ngày kiểm tra lưu lượng nước đầu vào và đầu ra để điều chỉnh độ mở các van phù hợp với điều kiện lưu lượng nghiên cứu Lưu lượng khí cấp vào bể phản ứng được giám sát thông qua 2cảmbiến lưu lượng để giúp việc điều chỉnh lưu lượng khí cấp vào bể được ổn địnhhơn.
Hình 3.5: Toàn cảnh hệ thống.
Hình 3.6: Hệ thống bơm và van.
Tủ điện Lưu lượng kế đầu ra Lưu lượng kế đầu vào
Cảm biến đo chiều cao cột nước Đồng hồ đo lưu lượng khí Cảm biến lưu lượng khí
Hình 3.7: Các phụ kiện giám sát.
Hệ thống sử dụng điện 3 pha 380V, 50Hz Vận hành liên tục 24/24.
Quá trình lấy mẫu được thực hiện liên tục theo kế hoạch như sau:
• Thời gian lấy mẫu: từ tháng 11/2019 đến tháng6/2020;
• Số lượng mẫu: 03 mẫu (Mẫu nước trước và sau xử lý, mẫu nước trong tháp xửlý).
Nước trước xử lý của hệ thống pilot là nước được bơm ra từ máng thu nước của một đơn nguyên bể thuộc hệ thống xử lý của nhà máy nước Hà Đông cơ sở 2 Mẫu nước sau xử lý được lấy sau từ 20 phút cho đến 60 phút sau khi lấy mẫu nước đầu vào hệ thống tùy theo công suất và thời gian lưu thủy lực HRT tương ứng (hình 3.8) Mẫu nước trong tháp lọc được lấy trực tiếp trên mặt tháp.
Các chỉ tiêu DO và pH thường được đo trực tiếp tại hiện trường, tránh lấy mẫu mang về bảo quản và phân tích sau.
Vòi lấy mẫu nước thôđầuvào Vòi lấy mẫu nước sạch đầura
Hình 3.8: Các vị trí lấy mẫu.
Sau khi lắp đặt, hệ thống được vận hành tự động và liên tục Nước thô và nước đã xử lý được lấy mẫu và phân tích tại hiện trường Khi lấy mẫu, các thông số hoạt động của hệ thống cũng được ghi lại trong sổ theo dõi Các sự cố của hệ thống cũng được thống kê lại để phân tích sự ảnh hưởng Nghiên cứu sử dụng các phương pháp đo so màu trong giải bước sóng UV-VIS giúp nhanh chóng thu được kết quả để điều chỉnh các thống số vận hành Nguyên lý máy sử dụng theo định luật Beer–Lambert.Tùy thuộc vào chất cần phân tích máy sẽ có các chế độ bước sóng cũng như thuốc thử phù hợp cho các chất đo Các chỉ tiêu đo tại hiện trường bằng các máy đo cầm tay được liệt kê tại bảng 3.1 Các kết quả phân tích nếu có sự thay đổi bất thường so với các giá trị cũ thì được kiểm tra thêm 2 lần nữa để đảm bảo kếtquả.
Bảng 3.1: Các chỉ tiêu chất lượng nước và phương pháp.
Chỉ tiêu Phương pháp đo Hãng máy Model
Test bằng máy đo tại hiện trường HACH DR890
Amoni pH Máy đo pH/ORP
Horiba/Hach Horiba Laqua; Hach HQ40d
Hình 3.9: Các thiết bị đo và phân tích được dùng trong nghiên cứu.
Các thông số chất lượng nước được phân tích trực tiếp tại hiện trường Trong trường hợp không phân tích được tại hiện trường, các mẫu được bảo quản và phân tích vào ngày hôm sau (không áp dụng với chỉ tiêu pH và DO).
Các chỉ tiêu Sắt tổng, Mangan và Amoni được phân tích bằng phương pháp so màu trong dải UV-VIS (hình 3.9) Thuốc thử sử dụng theo từng phương pháp được Tổng cục Môi trường Mỹ (US-EPA) quy định (bảng 3.2) Quy trình phân tích được thể hiện chi tiết trong hình3.10.
Bảng 3.2: Quy trình và phương pháp phân tích
Chỉ tiêu Phương pháp phân tích Thuốc thử
Sắt tổng FerroVer - Method 8008 – US EPA Bột FerroVer
Mangan PAN -Method 8155 – US EPA
Bột Ascorbic acid Dung dịch Alkaline Cyanide Dung dịch chỉ thị PAN 0,1%
Amoni Salicylate - Method 8149 – US EPA
Bột Amonia Salicylate Bột Amonia Cyanurate
Hình 3.10: Quy trình phân tích.
3.1.4 Lựa chọn vật liệumang Đệm vi sinh MBBR (giá thể vi sinh di động MBBR) là vật liệu rất quan trọng để tạo ra hệ sinh thái tinh thế cho các vi khuẩn phát triển và tham gia vào quá trình nitrat hóa. Đệm vi sinh MBRR cung cấp diện tích bề mặt hoạt động tối đa cho vi khuẩn xâm nhập hiệu quả gấp nhiều lần so với các loại đệm vi sinh vật tĩnh truyền thống, giúp loại bỏ cả Amoni và nitrit có hại khỏinước.
Giá thể sinh học MBBR - Đệm vi sinh MBBR khác như thế nào so với đệm vi sinh khác khi đệm vi sinh chuyển động trong các hệ thống xử lý, chúng làm cho các vi khuẩn chết già bám dính bên ngoài tách ra khỏi bề mặt và rơi xuống đáy bể theo chu kỳ xả đi Điều này tạo mới không gian bề mặt cho vi khuẩn mới, trẻ hơn dễ xâm nhập một cách nhanh chóng lên đệm vi sinhMBBR.
Bảng 3.3: Bảng thông số chuấn lượng nước.
Quy chuẩn chất lượng nước
(*): Theo Thông tư 41/2018/TT-BYT ban hành Quy chuẩn về chất lượng nước sạchsinh hoạt, hàm lượng Mn < 0,1 mg/L; NH 4 < 0,3 mg/L.
Bên trong vòng bánh xe là một bề mặt bảo vệ cho phép tạo nên một quần thể các vi khuẩn tự nhiên theo vòng đời của chúng trưởng thành, chết đi và sau đó thúc đẩy các giai đoạn sau của chu trình nitrat hóa. Đệmvisinh MBBR được thiếtkế đểcungcấp môitrườngsốngtốtnhấtcóthểcho vikhuẩncólợi trưởngthànhvàphát triển Phương phápsửdụnggiá thểđộng đượcsửdụngrấtrộngrãivàđãđạtđượcnhiềukếtquảtốt[12],[13].
Kết quả vàthảo luận
3.2.1 Xácđịnh thời gian hoạt hóa hệ vi sinhvật
Trong số các loài được phân lập từ nhóm vi khuẩn nitrit hóa thì Nitrosomonas là phổ biến nhất, tương tự nhóm vi khuẩn nitrat được phân lập thì Nitrobacter là phổ biến nhất (hình 3.11) Cả hai đều là vi khuẩn hiếu khí tự dưỡng tức là chúng tự tổng hợp tếbào bằng cacbon từ hợp chất vô cơ (như CO 2 , HCO3 -) Ngược lại với quá trình nitrathóa, quá trình phản nitrat hóa lại sử dụng các vi sinh vật dị dưỡng[21].
Hình 3.11: Quá trình nitrat hóa và phản nitrathóa.
Nitrosomanas và Nitrobacter là hai chung vi sinh vật an toàn đối với người và sinh vật, mật độ vi sinh: 108 CFU/g đối với mỗi loại vi khuẩn, thường sử dụng từ 1-5 kg/m 3 Thời gian để vi sinh phát triển ổn định sau khoảng từ 02 - 04 tuần (nhiệt độ 20-30 o C) và 04 - 06 tuần (nhiệt độ từ 12-18 o C) [21].
Hình 3.12: Các lớp vi sinh vật bám dính lên bề mặt giá thể sau gần 02 tháng.
Lớp màng vi sinh bám lại một lớp màng mỏng trên bề mặt giá thể, màu sắc cũng thay đổi rõ rệt sau 06 tuần vận hành (hình 3.12) Quá trình vận hành hệ thống để hạn chế ảnh hưởng của rêu và tảo, các cột lọc được bọc lại bằng lớp phim đen bên ngoài Lớp phim đen ngăn ánh nắng mặt trời trực tiếp chiếu vào tháp, qua đó giảm tối các phản ứng quang hợp hình thành rêu, tảo.
Hình 3.13: Đường cong sinh trưởng của quân thể vi sinh vật.
Quần thể vi sinh vật sẽ phát triển chậm trong giai đoạn thích nghi với môi trường, cụ thể trong nghiên cứu là 04 tuần Tiếp sau đó là gia đoạn tăng trưởng mạnh về số lượng trong một thời gian ngắn khoảng 02 tuần Sau đó quần thể đạt giới hạn về kích thước do không có sự cấp bổ sung cơ chất dòng vào, giới hạn của môi trường khiến cho quần
Nước sau xử lýNước thôHiệu suất thể vi sinh không tiếp tục tăng trưởng mạnh mẽ nữa Quần thể đi vào ổn định sau 06 tuần vận hành thực tế.
Trong thời gian này cũng ghi nhận hiệu suất xử lý Amoni cũng có quy luật biến thiên gần giống với đường cong sinh trưởng của sinh vật trong điều kiện giới hạn của môi trường sống (hình 3.13).
Cơ chất đầu vào không có sự thay đổi quá nhiều nên nhìn vào sự sụt giảm của nồng độ Amoni đầu ra và DO ta có thể đưa ra được những nhận định sơ bộ nhất về hệ thống. Nhưng kết quả trực tiếp tại hiện trường này giúp nhanh chóng đưa ra được các điều chỉnh về thông số vận hành, qua đó giúp hệ thống hoạt động ổn định và hiệu quả hơn.
Hệ thống được đưa vào chạy thử nghiệm bắt đầu từ 11/11/2019 nhưng phải đến khoảng31/12/2019thìhiệuquả xử lýamonimới thực sựđượcghinhận.Nhưngvậyphảisauhơn6tuầnhệvisinhvật mới có thểđượchoạt hóavàphát triển trênbềmặt giá thể(hình 3.14) Điềunày cóthể lýgiảido giai đoạnhoạthóa hệthốngrơivàocácthángđầu mùađông,nềnnhiệtbắtđầubịthayđổidođóhệthốngvisinhpháttriểnchậmhơnsovới mùahè[16].
Hình 3.14: Diễn biến sự thay đổi hiệu suất xử lý Amoni.
N ồn g độ (m g/L ) H iệ us uấ t(% )
Diễn biến quá trình xử lý Amoni
Mục tiêu Nước thô Nước sau xử lý QCVN 01:2009-BYT Hiệu xuất
Quá trình thử nghiệm được chia làm hai giai đoạn như sau:
Bảng 3.6: Kế hoạch thử nghiệm hệ thống.
Giai đoạn Thời gian Nội dung
Giai đoạn 01 11/11/2019 – 31/12/2019 Giai đoạn nuôi vi sinh
Giai đoạn hệ vi sinh phát triển
Thử nghiệm ở Q=5 L/phút;Thử nghiệm ở Q L/phút;
Thử nghiệm ảnh hưởng của rêu tảo.
Hình 3.15: Diễn biến quá trình xử lý (chi tiết trong phụ lục 3).
• Trong giai đoạn 01: Hệ thống vi sinh vật đang thích nghi và và phát triển nên trong giai đoạnnàyhệ thống có hiệu quả xử lý Amoni không cao Trong giai đoạnnàyhệ thống vi sinh vật bám dính vào các giá thể sinh học trong tháp lọc Trong giai đoạn này hiệu quả xử lý chỉ dưới 51% DO trong dòng ra được duy trì ở mức 05 - 07mg/L.
N ồn g độ (m g/L ) H iệ u xu ất ( % )
• Trong giai đoạn 02: Khi lớp vi sinh đã bám dầy hơn trên bề mặt của các hạt giá thể, hiệu quả xử lý Amonia được cải thiện rất đang kể Quá trình nghiên cứu thực nghiệm cho thấy mất khoảng 02 tháng để hệ vi sinh vật có thể phát triển mạnh mẽ trên bề mặt giá thể Hiệu quả xử lý ở giai đoạn này từ 80 - 100% DO trong dòng ra được duy ở mức 02 - 04mg/L.
Khoảng 4 tuần đầu trong giai đoạn nuôi vi sinh, hiệu suất xử lý amoni tăng rất chậm và chỉ dưới 30% vì quần thể sinh vật đang ở giai đoạn tiềm phát (hình 3.15) Nhưng chỉ trong vòng 02 tuần tiếp theo hiệu suất xử lý thăng rất nhanh từ 30% lên tới 90%. Đây là giai đoạn quần thể vi sinh đang ở pha log (pha lũy thừa) nên nồng độ Amoni trong giai đoạn này giảm rất mạnh Sau thời gian này quầnthểvi sinh vật phát triển tới cực đại và đi vào ổn định Hiệu suất xử lý Amoni đươc duy trình ổn định ở mức 90%- 100% trong khoảng hơn ba tháng vận hành liên tục, chất lượng nước đầu ra đều đạt theo QCVN 01/2009-BYT Khi hệ thống có sự cố về điện hoặc hệ thống thổi khí dừng hoạt động cục bộ, nồng độ Amoni đầu ra thay đổi tương đối mạnh (hình3.15).
Bảng 3.7: Hiệu quả xử lý toàn bộ giai đoạn nghiên cứu.
Thông số chất lượng nước
Treated Water (Nước sau xử lý)
Removal Ratio (Hiệu suất xử lý)
Mối quan hệ giữa DO, pH với Amonia
Nước thô (DO)Nước sạch (DO)Nước sạch (Amoni) Nước thô (Amoni)Nước sạch (pH)Nước thô (pH)
Hình 3.16: Diễn biến của pH và DO trong quá trình xử lý Amoni.
Chế độ thổi khí được duy để đảm bảo DO trong bể phản ứng luôn ở trong dải 6 - 8 mg/
L để đảm bảo oxy luôn được cấp dư giúp quá trình nitrat hóa được diễn ra thuận lợi nhất Các kết quả kiểm tra chất lượng nước sạch đầu ra trong các giai đoạn này đều cho thấy sự sụt giảm rõ rệt của DO, khi hệ vi sinh vật phát triển mạnh, hiệu quả xử lý tăng cao thì mức tiêu thụ oxy trong nước cũng tăng theo Do đó có sụt giảm nồng độ oxy hoàn tan đầu ra (< 4 mg/L) Hình 3.16 đã chỉ ra rõ xu hướng biến đổi đó Khi hệ thống vi sinh vật bắt đầu phát triển mạnh nhu cầu sử dụng oxy cũng tăng lên do đó DO trong nước sạch đầu ra giảm mạnh, sau đó thì đi vào ổn định Vì đây là quá trình nitrat hóa nên pH của nước sạch đầu ra thường cao hơn nước thô đầu vào và ở mức 7-8. Nhìn chung giá trị pH tương đối ổn định trong suốt quá trình nghiêncứu.
• Thử nghiệm ở lưu lượng nước thô đầu vào 5 L/phút (7,2 m 3 /ngđ), thời gian từ01/01/2020-14/02/2020, nồng độ Amoni đầu ra nhỏ hơn 0,3 mgNH 4 -N/L đây là mụctiêu mong muốn để cập nhật theo Thông tư 41/2018/TT-BYT ban hành Quy chuẩn về chất lượng nước sạch sinh hoạt thay thế cho quy chuẩn hiện hành QCVN 01/2009- BYT vào tháng 6 năm 2021 (hình3.17).
• Thử nghiệm ở lưu lượng nước thô đầu vào 15 L/phút (21,6 m 3 /ngđ), thời gian từ 14/02/2020-15/03/2020, nồng độ Amoni đầu ra dao động trong khoảng 0,1-3,7mgNH 4 - N/L.ChấtlượngnướcvẫnđạttheoQCVN01/2009-BYTnhưnghệthốnglúc
Thời gian này dễ bị ảnh hưởng khi chất lượng nước thô đầu vào không ổn định Chất lượng nước đầu ra có thể tăng đột biến nếu có sự cố (hình 3.17) Sự thay đổi trên có thể do việc giảm thời gian lưu thủy lực HRT.
Hình 3.17: So sánh hiệu quả xử lý Amoni khi thay đổi lưu lượng.
Tải lượng xử lý cực đại vào khoảng 700 gNH4 +-N/m3.ngày tại lưu lượng là 5 L/phút, phổ biến trong khoảng 400-650 gNH4 +-N/m3.ngđ Trong khí đó tại lưu lượng là 15 L/phút tải lượng xử lý chỉ đạt khoảng 250-300 gNH4 +-N/m3.ngày (chi tiết trong Phụlục 3) Qua đó có thể thấy được thời gian lưu thủy lực ảnh hưởng lớn tới hiệu quả xử lý Amoni trong nước ngầm Thời gian lưu thủy lực lớn cũng là một trở ngại trong việc tính toán xây dựng hệ thống xử lý Diện tích mà máy có hạn do đó đây sẽ là một tiêu chí quan trọng trong việc nghiên cứu xây dựng hệ thống cả tạo hoànchỉnh.
So sánh với một số nghiên cứu trước đây đã được thực hiện bởi nhóm tác giả Nguyễn Việt Anh, Phạm Thúy Nga, Nguyễn Hữu Thắng, Trần Đức Hạ, Trần Hiếu Nhuệ và cộng tác viên [12] Sợi Acrylic có cấu tạo giống như sợi len, được kết nối với nhau thành từng chùm, đặt ngập trong nước làm giá thể cho vi sinh vật dính bám.