Trong hầu hết các hệ thống xử lý, oxi còn được sử dụng để oxihoá các chất khác ngoài NH," trong nước thải, do đó tổng lượng oxi thực tế là cao hơn.Nông độ oxi hoà tan có ảnh hưởng quan t
AMMONIUM NITRATE +
SEPTIC TANK : —> AEROBIC ằị ANOXIC |_
Hình 2.3 Quá trình nitrat hóa / khử nitrat trong xu ly nước thai (Gold và cộng sự, 1989)
Mặc dù đã phát triển từ lâu và hiện vẫn đang còn được ứng dụng rộng rãi Tuy nhiên, hệ thống A-O bộc lộ nhiều hạn chế như cần bổ sung nguồn cacbon cho quá trình xử lý, chi phí thối khí cao Vì vậy, rất khó khi áp dụng xử lý nước thải có ham lượng nito cao ma cacbon thấp như nước ri rác cũ, nước từ bé phân buy bùn, bé biogas Trong nhiều năm qua, đã có những nghiên cứu nhằm cải tiễn kỹ thuật A-O, chủ yếu là làm tăng hiệu quả xử lý ở các giai đoạn, hạn chế sử dụng nguồn cacbon bên ngoai ma tận dụng nguồn cacbon có sẵn trong nước thải Tuy nhiên về cơ bản, nó vẫn là sự kết hợp của 2 quá trình hiếu khí và thiếu khí dựa vào 2 nhóm vi khuẩn tự dưỡng và di dưỡng.
SHARON (viết tat của Single reactor system for High-rate Ammonium Removal Over Nitrite) là hệ thống duoc phat triển dé xử lý nitơ trong nước loại ra khi ép bùn, kết hợp nitrit hoá và khử nitrit.
Nước thải vào se NH, NO,
4 \ Trao đói nhiệt Thôi khí PB nu
Hình 2.4 Quá trình SHARON (Phước, 2010)
Sự cạnh tranh có chọn lọc của AOB là khái niệm chính của quá trình SHARON Qua trình SHARON có thé vận hành ở nhiệt độ trên 25°C mà không lưu giữ sinh khối, khi đó thời gian lưu bùn tương đương với thời gian lưu nước Chất lượng đầu ra chỉ phụ thuộc vào tốc độ sinh trưởng của các vi khuẩn có liên quan và độc lập với nồng độ đầu vào (Van Dongen và cộng sự, 2001) Ở nhiệt độ cao và không lưu bùn, tải trọng được thiết lập như là cách mà AOB có thé phát triển nhanh đủ dé lưu trong bể, trong khi NOB bị trôi ra ngoài theo dòng nước Sau đó, nitrit được vi khuẩn thiếu khí dị dưỡng sử dụng như là một chất nhận điện tử để sinh trưởng và phát triển, từ đó giải phóng nito phân tử.
Metanol được dùng làm nguồn cacbon cho khử nitrit, Hình 2.4 mô tả quá trình SHARON Bề phản ứng SHARON là một dạng bể đều nhiệt khuấy trộn đều, vận hành ở nhiệt độ 30 - 40°C; pH từ 7,0 đến 8,0 và HRT 1,5 ngày Bé được vận hành theo các chu kỳ 2 giờ - gồm 80 phút hiếu khí (nitrit hoá) và 40 phút ky khí (khử nitrit).
Nhìn chung, công nghệ này có thé chia thành 3 nhóm:
- - Nhóm sử dụng 2 bé phản ứng cho 2 quá trình PN và anammox trong 2 bé phản ứng khác nhau (2 bậc bùn)
- _ Nhóm sử dụng 1 bé phản ứng cho 2 quá trình này (1 bậc bùn) - _ Kết hợp giữa quá trình khử nitrat và anammox. ệpe ol k—- k lu
Sharon — Anammox là sự lai hợp giữa 2 quá trình xử lý ammonium bang Sharon va Anammox Bề phan ứng Sharon có thé tiếp nhận dòng vào với nước thai có nông độ nito cao và dòng ra có tỷ lệ giữa ammonium và nitrit là 1 : 1, tùy thuộc vào tỷ lệ giữa tong ammonium và tổng cacbon vô co trong dòng vào của bể phản ứng Sharon (Van Hulle, 2010) Dòng ra của bể phản ứng Sharon được chuyển đến bể phản ứng Anammox (Hình 2.5), tại đây những thành phan còn lại của ammonium trong nước thai sẽ bi oxy hóa ky khí với chất nhận electron là NO, và sản phẩm sinh ra là N; tự do.
SHARON AnammoxHình 2.5 Qua trình SHARON — ANAMMOX (Jetten, 1999) n ê đêá A Aa ê Né at Quá trình nay có nhiều tên gọi khác nhau như Deammonification, CANON
(Completely Autotrophic Nitrgen removal Over Nitrite), SNAP (Single - stage Nitrogen removal using the Anammox and Partail nitritation), OLAND (the Oxygen Limited
Autotrophic Nitritfication Denitrification) Nhung bản chất của chúng vẫn là ứng dụng PN và anammox trong cùng một bể phản ứng để xử lý nitơ Dé tránh nhầm lẫn, công nghệ ứng dung quá trình này sẽ được gọi tên chung là Deammonification.
Deammonification dựa trên sự cân đối của sự tôn tại va hợp tác của vi khuẩn AOB va anammox trong một bể phản ứng Nó có thé được thực hiện đưới điều kiện O; hạn chế dé tránh sự ức chế đến vi khuẩn anammox và đồng thời lượng O; phải đủ để tạo điều kiện cho AOB phát triển Những hệ thống có thể đáp ứng được quá trình này thường là các loại bể phản ứng có sử dụng giá thé, bé phan ứng hoạt động theo mẻ hoặc bùn hạt Với quá trình nảy, trong cùng một bé phản ứng, một phần NH," sẽ bị vi khuẩn AOB oxi hóa và chuyển thành NO¿z, sau đó kết hợp với NH,’ được chuyển hóa thành khí N, nhờ vi khuẩn anammox Trong trường hợp nay, NO,’ sẽ là chất nhận điện tử cho quá trình oxi hóa NH¿” Trong cùng 1 bể phan ứng, cả PN và quá trình anammox được diễn ra lần lượt và phản ứng được rút gọn ở phương trình (2.23).
NH, + 0,85 O: ——> 0,435N;+0,13NO; + 14H + I143H,O (2.23) Như vậy, quá trình tạo ra H’ (hay tiêu thụ kiềm), vì vậy quá trình này rat phù hợp cho xử lý nước thải có đủ lượng kiềm để chịu được khả năng giảm pH và cung cấp đủ độ kiểm cho toàn bộ quá trình. n é ab lu Quá trình nay còn được gọi là DEAMOX (Denitrifying Ammonium Oxidation) La sự kết hợp quá trình khử nitrat (denitrification) và quá trình anammox Đây là quá trình hiện nay vẫn đang được nghiên cứu Quá trình này thích hợp xử lý nước thải có thành phân nitơ và cacbon hữu cơ cao như nước rỉ rác mới, nước thải từ các hệ thống phân hủy chất thải động vật Gần đây, một nghiên cứu mới được gọi là SNAD (Simultaneous partial Nitrification Anammox and Denitrification) được phát triển dựa trên nguyên lý của quá trình Deamox. n é pk m
SNAP la tir viét tat cum tir Single-stage Nitrogen removal using Anammox andPartial nitritation, là sự kết hop PN và quá trình anammox trong một bể phan ứng duy nhất Điểm khác biệt của SNAP so với các quá trình trên là sử dụng “giá thé sinh học cố định” cho vi sinh vật bám dính và đồng thời tăng thời gian lưu của chúng Các giá thể trong mô hình SNAP có diện tích bề mặt lớn để vi khuẩn có môi trường sinh trưởng và phát triển Chúng sẽ tạo ra một lớp màng sinh học trên lớp vật liệu, trong đó vi khuẩn AOB phát triển ở lớp màng phía bên ngoài và vi khuẩn anammox ở lớp mảng phía bên trong Bang 2.2 so sánh các quá trình khử nito. a OOp é a wnhito (2e//en va cộng sự, 2002)
Qua trinh nitrat Hé thong SHARON ANAMMOX CANON hoa/khw nitrat truyện thông
Nguyên liệu Nước thải Hỗn hợp amoni Nước thải Nước thải
Sản phẩm NH¿`,NOz No, NO3 No, NO No, NO, NOz Điều kiện hoạt Có oxy Thiếu khí Hạn chê oxy Có oxy, thiêu động khí
Nhu câu oxy Thap Khong Thap Cao Kiém soat pH Không Không Không Có Lưu sinh khối Không Có Có Không Nhu câu COD Không Không Không Có Tạo bùn Thập Thập Thập Cao
Năng suat (kg N/m? ngay) | 6— 12 1-3 0,05 —4 Vi khuan Oxy hóa NH¿` Planctomyces Oxy hóa NH¿` Các loài đị và Planctomyces | _ dưỡng và khử nitrat
OP Th nh phan tnh chất nướ êỉ ê
Nước rỉ rác hình thành từ năm nguôn chính sau:
- Nước mặt chảy tran - Tham từ nguôn nước ngâm
- D6 âm trong rac - Nuéc hình thành từ các phan ứng trong đồng rác.
Trong đó bốn nguén dau là chính, nguồn sau nhỏ hoàn toàn có thé bỏ qua Lượng nước rác hình thành tại một khu vực trước hết phụ thuộc vào diện tích bãi chôn lấp: tiết diện để nước mưa thấm xuống hoặc các dòng chảy bề mặt (do mưa) chảy tran qua.
Lượng nước bốc hoi cũng tỉ lệ thuận với diện tích bãi chôn lap nhưng do lớp đất phủ bề mặt và chiều sâu khá cao nên tốc độ bay hơi chậm Lượng nước rác hình thành chủ yếu từ nước mưa (thẫm và chảy tràn) chiếm trên 70% và từ độ âm của rác chiếm dưới 30% Từ các số liệu trên cho thấy có thé giảm thiểu đáng kể lượng nước rác sinh ra khi thiết kế đúng và vận hành bãi chôn lấp rác một cách hợp lý Thành phần hoá học trong nước thải thấm ra từ bãi rác sinh hoạt (chủ yếu là rác hữu cơ) phụ thuộc vào mức độ phân huỷ của rác: điều kiện thời tiết, độ 4m và tuổi của bãi rác.
Thành phan hoá hoc của nước rac trước hết phụ thuộc vào mức độ phân huỷ của rác (nhiệt độ độ âm, tuổi, điều kiện môi trường), chúng khác nhau rất rõ rệt đối với từng bãi cụ thể Nước thải từ các bãi rác với mức độ phân huỷ thấp (mới, mùa khô, lạnh) đang trong giai đoạn axit hoá thi 80 - 90% chất hữu co trong đó là các axit hữu co dé bay hơi có kha năng phân huỷ sinh học cao Ngược lại nước thải từ bai rác có độ phan huỷ sâu
(giai đoạn tạo khí metan đang và sắp kết thúc) thì các chất hữu cơ trong đó chủ yếu là các chất trơ, khó phân huỷ như axit humic, fulvic, tannin, lignin và ammonium với ham lượng rất cao Nước rác được tách ra khỏi bãi chôn, thường được gom về các hồ chứa trước khi được xử lý và thải ra môi trường Sự biến động về nồng độ chất hữu co (BOD, COD) và hợp chất nito trong nước thải dưới sự tương tác của vi sinh vật, điều kiện vật lý (gió, mưa, khô, hanh, nóng, lạnh) và thực vật là đối tượng đáng quan tâm khi đánh giá đặc trưng của nước rác.
Nước rỉ rác mới được hình thành từ các bãi chôn lấp mới hoạt động, có thành phần điển hình được trình bày trong Bang 2.3 Nước rỉ rác mới có tỷ lệ BOD/COD cao, do đó có thé áp dụng biện pháp sinh học dé xử lý Hàm lượng BOD cao thích hợp cho việc sử dụng kết hợp ki khí và hiéu khí nhăm loại bỏ phần lớn chất hữu co dé phân hủy sinh học.
VER = 0,8) 3 :
F/M (kg COD/kg 0,1940,01 | 0,22+0,09 | 0,17£0,02 | 0,18+0,07 | 0,1+0,01 VSS.ngay)
Ghi chú: (a) pha loãng nước rỉ đậm đặc 6,3 lan, (b) pha 5,8 lan, (c) pha 3,6 lan, (d) pha 1,8 lan.
Giai đoạn I: làm giàu bùn AOB 2,5 mỶ nước rỉ rac nạp vào bé PN-SBR có nông độ ammonium 583 + 19 mg/L, sau đó 2625 g bùn (VS) được nạp vào tương ứng với
MLVSS ban đầu 1050 mg/L, MLSS 2210 mg/L Bồ sung 1 gallon (3,8 lít) chế phâm sinh học Bio Jet 7 Ammonia Away vào ngày vận hành thứ 8 và giai đoạn I kết thúc vào ngày vận hành 30 Trong giai đoạn I, dé điều chỉnh DO 0,1 — 0,3 mg/L sử dung bộ Ejector có công suất 0,4 kW kết hợp cánh khuấy dé xáo trộn déu bùn.
Giai đoạn IT: thay đối các nồng độ ammonium đầu vào khác nhau: 626 + 29 mg/L, 1024 + 21 mg/L, 2079 + 59 mg/L, 3656 + 95mg/L từ ngày vận hành 31 đến ngày 118.
PP đệã O Xác đị ạ dida ut kl
Mô hình xác định hoạt tính tối đa AOB va NOB bao gém: | bình phản ứng 2 lít bằng nhựa, máy đo pH, máy đo DO và máy sục khí để cung cấp oxy.
Nguyên vật liệu bao gồm bùn lấy từ bể PN-SBR và nước thải nhân tạo (gồm nước rửa bùn, vi lượng và cơ chất phản ứng) Thành phần nước rửa bùn được thê hiện ở bảng 3.3 và thành phan vi lượng được thé hiện ở bảng 3.4. ả PP A nướ êử (Liang và cộng sự, 2010) STT Thanh phan Gia tri
1 NaHCOs3, g/L 1 2 KH;PO¿, g/L 0,136 3 NaySOa, g/L 0,426 4 CaClo, g/L 0,136 5 MgSOu.7H;O, g/L 0,300 6 VỊ lượng, ml/L | ả PQ A vilượ (Liang và cộng sự, 2010) STT Thanh phan Gia tri
| Na;EDTA, g/L 15 2 FeSOq4.7H20, g/L 5 3 ZnSOu.7H;O, g/L 0,43 4 CoC]›.6H¿O, g/L 0,24 5 MnCly.4H20, g/L 0,99 6 CuSO4.5H20, g/L 0,25 7 NaMoO,.H20, g/L 0,22 8 NICH›.6H2O, g/L 0,19 9 NaaSeOa, g/L 0,21 10 H3BO3, g/L 0,014
PPP Die A¥# đệãHoạt tính bùn tối đa AOB và NOB được xác định như sau: lay bùn cần làm hoạt tính cho vào bình 2 lít dé lang, sau đó chat bỏ phan nước trong Lượng bùn lẫy làm thí nghiệm phải vừa đủ sao cho MLVSS khoảng 1500 mg/l Kế tiếp, cho dung dịch nước rửa bùn vào bình 2 lít đã chứa bùn, khuấy trộn nhẹ va dé lang, sau đó chat bỏ phần nước trong và giữ lại phần bùn, lặp lại cho đến khi bùn lắng trong Tiếp theo, bố sung nước rửa bùn vao cho đủ 2 lít Bật máy sục khí và duy trì từ DO 4 — 8 mgO,/L và điều chỉnh pH về 7,5 Suc khí trong vòng 30 phút sau đó cho vào 5,6 ml dung dịch NH¿CI nồng độ 25000 mg/L (tính theo N) tương ứng nông độ NH,"-N ban dau là 70 mg/L Tiến hành lấy mẫu sau mỗi 30 phút phản ứng trong vòng 2 giờ Đánh giá hoạt tính bùn AOB và NOB thông qua các chỉ tiêu phân tích là ammonium, nitrat, nitrit và nông độ bùn MLSS, MLVSS.
PQN ` á é Chi phí lý thuyết được tính trên lượng điện năng lý thuyết trong PN, dựa trên phương trình chuyển hóa ammonium:
NH, + 1,50 ——> NO; + 2H + H;O Đề chuyến hóa 1 mg NH, -N can 3,43 mg O, => Tính lượng O, tiêu thu can thiét =>
Chon công suất máy thôi khí => Điện năng tiêu thụ.
Công suất máy thối khí được tính toán như sau (Triết, 2013)
Trong đó: N = công suất máy nén khí, kW
P = áp lực không khí, m q = Lưu lượng không khí, m°/s n = Hiệu suất máy nén khí, chọn n = 0,8.
PQO ` á ự ế Chi phí vận hành thực tế được xác định dựa trên khối lượng nước xử lý mỗi ngày, lượng điện năng tiêu thụ được ghi nhận bởi công tơ điện và lượng hóa chất sử dụng trong suốt quá trình vận hành bao gồm NaHCO; và axit HCI.
Trong quá trình vận hành ghi chép các giá tri đo đạc như lưu lượng, điện năng tiêu thụ, thời gian thôi khí vào số nhật ký vận hành mỗi ngày, theo dõi chặt chẽ chất lượng nước dau vào và dau ra, từ đó có cơ sở điều chỉnh các thông số vận hành phù hợp Bên cạnh đó phải chú ý các thông số “chìa khóa” như DO, pH, độ kiềm để nhận biết sớm các sự cô có thể xay ra để chủ động khắc phục Ghi nhận lại các sự cố trong quá trình vận hành bao gồm các sự cô máy móc, thiết bị, vi sinh từ đó tìm ra nguyên nhân và giải pháp khắc phục sự cố Những sự cố trong quá trình vận hành sẽ là bài học kinh nghiệm quý đề kiêm soát vận hành tôt hơn về sau.
PS Các phương pháp phân t ch PSN Phương pháp phân t ch
Bảng 3.R Các thông số đo đạcv phương pháp phân t ch Chỉ tiêu Đơn vị Phương pháp Thiết bị pH Điện cực May do pH Eutech 11 DO mgO,/L Dién cuc May do DO Hana HI 9142
COD mgO,/L 5520 C Dun hoàn lưu kin Tu nung 150°C NHg-N mgN/L Chung cat, chuẩn độ Bép chung cat nito
NO>-N mgN/L 4500- NO; B May so mau NOs-N mgNIL Dun can va so mau theo Máy so mau
TKN mgN/L Kjeldahl Bếp nung, giàn chung cat nitơ Độ kiềm | mgCaCO;/L | Chuẩn độ, H;SOx0,02N Máy đo pH
MLVSS mgN/L Nung 100-105°C Cân phân tích, céc, tủ nung 550°C MLSS mgN/L Nung 550°C Cân phân tích, céc, tủ nung 105°C
SVI ml/g Ong dong | lit Ong dong, đông hồ
Bảng 3.5 tom tat các thông số và phương pháp phân tích sử dung trong nghiên cứu.
COD, NO;-N, độ kiềm, MLSS, MLVSS, SVI, TKN được phân tích theo APPHA
PSO Phương pháp t nh toán Aa éong nito (NLR)
NLR: tải trọng Nito, kg N/m’ ngay
C: Nông độ ammonium dau vào, mg/L
HRT: Thời gian lưu nước của bé phan ứng, ngày. oi gian lưu nướ Ko IEYén, 2009)
HRT = —¢_
HRT: Thời gian lưu nước, ngày to: Tong thời gian một mẻ (là tong cua thoi gian nap, thoi gian suc khi, thoi gian lang, thoi gian xa), h
VER: Tỉ số trao đồi thé tích
AVz: Thể tích nạp vào bể, mỉ V max: Tong thé tích lam việc của bé, mỶ. ời gian lưu bùn (SRT)
SRT: thời gian lưu bùn, ngày n: Số ngày vận hành Vmax: Tổng thể tích làm việc của bể, m”
X: Nông độ bùn lơ lửng trong bé phản ứng (MLSS), mg/L Xw: Nông độ bùn của dòng bùn dư (MLSS), mg/L
Qw: Lượng xả bùn dư (m/ngảy) SSe: nồng độ cặn lơ lửng dòng ra (mg/L) Qe: lượng nước dòng ra (m/ngảy). kông độ 44 á ự RE I(Anthonisen và cộng su, 1976)
FA: ammonia tự do, mg/L
NH¿'-N: Nông độ ammonia trong bể phản ứng, mg/L
(3.6) t: Nhiệt độ trung bình trong bé phản ứng, °C pH: Giá trị pH trung bình trong bể phản ứng. kéngd6 a áê w Ek ,(Anthonisen va cộng sự, 1976)
FNA: HNO, tự do, mg/L
NO,-N: Nông độ nitrit trong bể phản ứng mg/L t: Nhiệt độ trung bình trong bé phan ứng, °C pH: Giá trị pH trung bình trong bể phản ứng. ea |
Lượng NH, - N chuyền hóa lớn nhất
Hoạt tính AOB: mg NH, -N /g MLVSS.h MLSS: nồng độ bùn trong bề, g/L t: thời gian phản ứng tại thời điểm tính toán, h. ea kl
Luong NO; -N sinh ra lon nhat
Trong đó: (3.10) Hoạt tinh NOB: mg NO; -N/ g MLVSS.h
MLSS: nồng độ bun trong bề, g/L t: thời gian phản ứng tại thời điểm tính toán, h. ur 68Viéc tinh toan, xu ly số liệu và vẽ biéu đồ dựa trên phan mém Microsoft Office Excel(phiên bản 2010) Trị số trung bình X và độ lệch chuẩn S được tính như sau:
X:Giá tri trung bình S: Độ lệch chuẩn X;: Giá tri của từng mẫu, với i từ 1 đến n mẫu n: Tông sô mâu.
Chương IV hE nrAs e Al ir Ak
QNN Giaidoa 4 4 | Giai đoạn làm giàu bùn AOB được thực hiện trong 30 ngày vận hành và chia ra làm 2 quá trình: khởi động (12 ngày dau tiên) va làm giàu (18 ngày tiếp theo) Bế PN-SBR được vận hành với nước rỉ rác cũ pha loãng với nước máy và có nồng độ ammonium sau pha loãng 583 + 19 mg/L, nồng độ TNO, rất thấp (dưới 1 mg/L). n é a ớiđộ
DO > 4 mg/L va HRT 12 ngày 600 2.00 © Khởi động PN-SBR 1.80
= —e— NH4-N inf —— NH4-N eff 0.80 5 a —@-NO2-Neff —$— NO3-Neff Bỏ sung Bio Jet 7 0.60 2
Z ® NO2:NH4cff _ Ammonia Away 0.40 100
Hình 4.1 Sự chuyên hóa ammonium trong quả trình khởi động ke Qk 4 ammonium đầu vào; ke Qk ammonium dau ra; k] Ok nitrit dau ra; kl Pk nitrat đầu ra; kl O keQ_ ty lệnitri : ammonium đầu ra.
Quá trình khởi động: 2,5 mỶ nước rỉ rac được nạp vào bề PN-SBR 1 lần và sau đó suc khí liên tục trong 12 ngày, duy tri pH 7 — 8 và DO > 4 mg/L Từ ngày vận hành 1 đến ngày vận hành 7, sự tích lũy nitrit rất thấp, không đáng kể (Hình 4.1) Nguyên nhân do bùn sử dụng nuôi cấy là bùn hoạt tính đã ép tách nước nên hoạt tính vi sinh đã bị giảm đáng ké Do vay, dé thúc đây sự phát triển của AOB va rút ngắn thời gian khởi động, tiến hành bố sung 3,8 lít chế phẩm sinh học Bio Jet 7 Ammonia Away (chứa chủng vi khuẩn
Nitrosomonas) vào ngày vận hành 8. Đến ngày vận hành 10, sự tích lũy nitrit trong bể tăng mạnh, đạt 27 mg/L và tỷ lệNO,-N : NH¿'-N 0,06 : 1 Đồng thời quan sát kính hién vi thấy số lượng nguyên sinh động vật rất nhiều, chủ yếu là Free swimming ciliates (phụ lục hình ảnh), điều này chứng tỏ răng nồng độ BOD trong bé đã thấp và AOB đã bat dau phát triển (Phước, 2010).
Ngày vận hành 11, sự tích lũy nitrit trong bé đạt 130 mg/L và tỷ lệ NO.-N : NH, -N 0.39 : 1 pH giảm mạnh còn 6,4 do nguồn kiềm trong bể gần như đã can kiệt (64 mg CaCO,/L) nên sau đó tiễn hành tăng độ kiềm lên 1200 mgCaCO;/L bang cách bố sung NaHCO, 99% vào trong bé trực tiếp với liều lượng 2 kg NaHCO; / mỶ (Hình 4.2). Đến ngày vận hành 12, sự tích lũy NOz-N trong bể đạt 297 mg/L và tỷ lệ NOz-N : NH¿ -N 1,71 : 1 (nitrit > 50%) Đến đây quá trình khởi động xem như đã thành công sau
12 ngày vận hành và tiễn hành rút nước ra ngoài, chuẩn bị quá trình làm giàu bùn AOB.
DO > 4 mg/L va HRT 12 ngày 3000 9
Hình 4.2 Diễn bién pH và độ kiêm trong quá trình khởi động ea pH đầu vào; e đầura Aa độ kiềm đầuvào; â độ kiểm đầu ra. n é aoa |
Quá trình làm giàu: dé tăng sự thích nghi của AOB và tăng sinh khối (MLVSS), qua trình làm giàu được thực hiện trong 18 ngày vận hành tiếp theo (Hình 4.3) Mỗi ngày xử lý 1 mẻ với lượng nước thải nạp vào mỗi mẻ là 2 mỶ Đặc biệt, giai đoạn vận hành này không điều chỉnh pH và độ kiềm, mục đích để AOB thích nghi dan với điều kiện tính chất nước thải thực tế và tiết kiệm chi phí vận hành Từ ngày vận hành 13 đến ngày vận hành 22, HRT 1,3 ngày, NLR 0,47 + 0,02 kg N/m? ngay va DO > 4 mg/L Ty lệ NO;-N :NH¿'-N đầu ra 1,6 + 0,12 cao hơn yêu cầu đầu vao của quá trình anammox (1,0 - 1,4),tương ứng với NOz-N 305 + 28 mg/L và NH¿'-N 191 + 15 mg/L Nông độ NO; -N đầu ra thấp (16 + 6 mg/L) chiếm tỷ lệ 2,8 % so với ammonium đầu vảo Quá trình này tiêu thụ 95% độ kiềm và độ kiềm còn lại sau xử lý 114 + 26 mgCaCO;/L, do đó làm cho pH đầu ra giảm mạnh (6,3 + 0,2), Hình 4.4.
DO > 4 mg/L, HRT 1,3 ngày DO 0,1 - 0,3 mg/L, HRT 1,3 ngay
| ơ 140 V 3 5000| —+ NH4Nif —®— NH4-N eff | zy Zz, —e—NO2-N eff —®— NO3-N eff | 5 120 @
= 400 + ® NO2:NH4cff | ae * † 1.00 5 £ | ĂẮ
Hình 4.3 Sự chuyển hóa ammonium trong quả trình làm giàu
DO > 4 mg/L, HRT 1,3 ngày , DO 0,1 - 0,3 mg/L, HRT 1,3 ngay
Hình 4.4 Diễn biến pH và độ kiềm trong qua trình làm giàu bùn AOB Nghiên cứu của Miot va cộng sự (2010), xác định rang DO < 0,3 mg/L thích hợp cho PN nước thải nhân tạo có nồng độ ammonium 800 mg/L Do vay, từ ngày vận hành 23 đến 30, tiễn hành giảm DO trong bể xuống còn 0,1 — 0,3 mg/L, HRT va NLR không đổi.
Mục đích để giảm ty lệ NO;-N : NH¿'-N xuống còn 1,0 — 1,4 và giảm chỉ phí thôi khí.
Tuy nhiên tỷ lệ NOz-N : NH¿”-N dau ra 0,41 + 0,2 sau 8 mẻ vận hành, thấp hơn yêu cầu đầu vào của quá trình anammox Nông độ NO;-N đầu ra 12 + 4 mg/L, chiém ty lệ 2,1 % so với ammonium đầu vào Độ kiềm tiêu thụ thấp (42%), pH đầu ra 7,4 + 0,2 cao hon nhiều so với pH đầu ra từ ngày 13 đến ngày 22 (6,3 + 0,2) Kết quả giảm DO ở giai đoạn này không phù hợp với nghiên cứu của Miot và cộng sự (2010) là do tính chất nước thải nghiên cứu khác nhau (nước thải nhân tạo và nước rỉ rác thực tế) Do vậy, để tiếp tục vận hành ở các nồng độ tiếp theo trong giai đoạn II thi can tăng DO và điều chỉnh thời gian pha thôi khí phù hop Bảng 4.1 tóm tắt kết quả vận hành trong giai đoạn I.
4 QN 4 4 4 4 Anh nhgiaidoa ákeog kRIP-Nã i
NLR (kgN/m'.ngày) 0,47 + 0,02 0,47 + 0,02 Ty lệ NOz -N: NH¿-N đâu ra 1,6 + 0,12 0,41 + 0,2 NH¿' -N ra (mg/l) 191415 363 +77
NO; -N ra (mg/L) 305 + 28 1344 44 NO; -N ra (mg/l) 16 +2 12+4
Quá trình khởi động Quá trình làm giàu
Hình 4.5 Diễn biến nông độ bùn và SVI trong giai đoạn 1Từ ngày vận hành 1 đến ngày vận hành 12, bùn không được rút ra khỏi bể phản ứng,do đó nồng độ MLSS và MLVSS tăng dân (Hình 4.5) Từ ngày vận hành 13 đến ngày vận hành 30, tiến hành xả bùn định kỳ nhằm duy trì nồng độ MLVSS trong bể phù hợp và loại bỏ 1 phần NOB Kết thúc giai đoạn làm giàu bùn MLVSS tăng từ 1050 mg/L lên 2290 mg/L, tương ứng với MLSS tăng từ 2210 mg/L lên 4500 mg/L Màu sắc của bùn chuyền từ nâu nhạt sang vàng nâu, bông bùn chuyền từ trạng thái min, rời rac thành bông to, chắc, lang trong SVI 23 — 47 ml/g, cho thay bùn lắng nhanh và nén tốt. a
Nong độ Nito (mg/L) N— Mn = 3 8
Thời gian (giờ) oi da y =-1.3x+ 69.4 a N oO oO
Nong độ Nito (mg/L) +>am) y =-26.42x + 69.7 R2= 0.99 y = 1.88x + 1.04 R?=0.72
Hình 46 Sw chuyển hóa ammonium trong thi nghiệm xác định hoạt tinh bùn tôi da khi mới bắt dau nuôi cấy (trải) và sau khi làm giàu bùn (phải).
Hình 4.6 cho thay, bùn nuôi cây ban đâu có toc độ chuyên hóa ammonium và sinh nitrat tương ứng là 1,3 va 0,6 mgN/L.h, hoạt tính tối đa AOB và NOB tương ứng là 1,1 và 0,5 mgN/g.VSS.h với nồng độ MLVSS trong thí nghiệm 1160 mg/L Bùn sau khi được làm giàu có tốc độ chuyển hóa ammonium và sinh nitrat tương ứng là 26,4 và 1,9 mgN/L.h, hoạt tính tối đa AOB va NOB tương ứng là 20,2 và 1,5 mgN/g.VSS.h với
MLVSS trong thí nghiệm 1310 mg/L. ả QO` dcoba ủ trướ â á ã á
STT Thông số Bun nuôi cây | Bun sau khi Ghi chú ban đầu làm giàu
Tốc độ chuyên hóa ammoium tôi
3 đa của AOB (mg NH¿ -N/L.h) 3 6, ang 20,3 lần
Hoạt tính AOB tôi đa ›
(mg NH,"-N/g VSS.h) ane ton tan
Tốc độ chuyển hóa nitrat tối đa 5
4 j | Tăng 3,1 là của NOB (mg NOz-N/L.h) 0.6 7 ang 3.1 lân
Hoạt tinh NOB tôi da ›
(mg NH,"-N/g VSS.h) ang 2 tan
Bảng 4.2 mô tả các thông số cơ bản của bùn trước va sau khi làm giàu, cho thấy hoạt tính tối da AOB của bùn nuôi cấy ban đầu thấp (1,1 mgN/gVSS.h), sau khi làm giàu hoạt tính bùn tăng cao (20,2 mgN/gVSS.h), gấp 18 lần so với ban đầu Trong khi đó, hoạt tính tối đa NOB thấp, chỉ băng 7% hoạt tính tối đa AOB Như vậy, quá trình làm giàm bùn đã ức chế đáng ké hoạt tính NOB, đáp ứng được yêu cầu PN.
QNO daadoa 4 oa ong độ 44 a4 da â
Giai đoạn vận hành này được thực hiện trong 88 ngày với 4 nông độ ammonium đầu vào khác nhau tương ứng với 4 HRT khác nhau Trong đó 3 nồng độ ammonium dau là nước rỉ rác cũ pha loãng với nước máy: 626 + 29 mg/l, 1024 + 21 mg/L, 2079 + 59 mg/L và nồng độ cuối cùng là nước rỉ rac đậm đặc: 3656 + 95 mg/L Nông độ TNO, trong nước rỉ rác cũ thấp (dưới 6 mg/L). n é é aa aa
=ỡ 3000 Teứeứ e5 % ee | e | | e ạ S = e © đ ee ° ° ee 1° 7° | ol ° 120 @
5 2000 —— NH4-N inf | © ôOs e —— NH4-N eff | | 030 â
Sp 1500 —®— NO2 -Neff | | a : -Ne 0.60 = zi —$— NO3-N eff Z 1000 | ơ
\ 7c chế bởi = e NO2:NH4eff | Ue che bởi FA’ | 0.40
500 2-0-9? ® eộ ly a 0.20 a a we ON ADO Ot
Hình 4.7 Sự chuyển hóa ammonium trong giai đoạn II
: NH,'-N 626 + 29 mg/L, HRT 1,0 ngày, NLR 0,62 + 0,03 kgN/m ngày; : NHỤ`-N 1024 + 21 mg/L, HRT 1,5 ngày, NLR 0,69 + 0,01 kgNm`.ngày; : NH,'-N 2079 + 59 mg/L, HRT 2,4 ngày, NLR 0,86 + 0,03 kgNm ngày; a: NH,`-N 3656 + 95 mg/L, HRT 4,1 ngày, NLR 0,9 + 0,03 kgN/mÌ.ngày.
Từ ngày vận hành 31 đến ngày vận hành 64 (A), xử lý 34 mẻ với NH„ -N đầu vào626 + 29 mg/L, HRT 1,0 ngày, NLR 0,62 + 0,03 kg N/m”.ngày và DO 0,1 — 1 mg/L(Hình 4.7) Trong giai đoạn này không điều chỉnh pH và độ kiềm Tỷ lệ NOz-N : NH¿ˆ-N đầu ra 1,21 + 0,14, tương ứng với NO,-N 325 + 20 mg/L và NH¿'-N 271 + 25 mg/L phù hợp với yêu cầu đầu vào của quá trình anammox Nồng độ NO;-N dau ra 19 + 8 mg/L,chiếm 3% ammonium đầu vào Tuy nhiên, ngày vận hành 38, ty lệ NOz-N : NH¿”-N dau ra 0,79 : 1 thấp hơn mức yêu cầu, nguyên nhân do máy thối khí bị hỏng nên thời gian thôi khí bị rút ngắn, tỷ lệ chuyển hóa từ ammonium sang nitrit thấp hơn mức yêu cau Kết quả giai đoạn nay phù hợp với nghiên cứu Wang và cộng sự (2009), PN nước ri rác có ammonium đầu vào 634 + 143 mg/L va DO 0,3 mg/L Biếc (2013), xử ly nước rỉ rác có ammonium đầu vào 506 + 5 mg/L và DO > 4 mg/L thì NLR 1,0 kgN/m ngày, cao hơn so với nghiên cứu này do Biếc vận hành ở DO cao hơn.
Từ ngày vận hành 65 đến ngày vận hành 79 (B), xử lý 10 mẻ với NH¿”-N đầu vào 1024 + 21 mg/L, HRT 1,5 ngày, NLR 0,69 + 0,01 kg N/m? ngay và DO 0,1 — 0,6 mg/L.
Trong giai đoạn này không điều chỉnh pH va độ kiềm Ty lệ NO;-N : NH, ’-N dau ra luôn đạt yêu cầu 1,16 + 0,1, tương ứng với NO; -N 506 + 28 mg/L va NH¿`-N 437 + 22 mg/L Nông độ NO; -N đầu ra 31 + 8 mg/L, chiếm 3,1 % ammonium đầu vào Kết quả này phù hợp với nghiên cứu Li và cộng sự (2013), PN nước rỉ rác có ammonium đầu vào 1170 + 220 mg/L và DO 0,1 — 0,6 mg/L thi NLR 0,3 — 0,89 kgN/mỶ.ngày Biếc (2013), vận hành với nồng độ ammonium dau vao 1038 + 34 mg/L và DO > 4 mg/L thi NLR 1,2 kgN/m”.ngày, cao hơn so với nghiên cứu nay do Biéc vận hành ở DO cao hon.
Từ ngày vận hành 80 đến ngày vận hành 90 (C), xử lý 5 mẻ với NH¿'-N đầu vào 2079 + 59 mg/L, HRT 2,4 ngày, NLR 0,86 + 0,03 kg N/mẽ.ngày và DO 0,1 — 0,3 mg/L.
8000 | LÀ ©
4 6000 —— pH eff AOB bi tc chê L 300
2000 é e OOS ececae lạ? © 070° 9 © ®2 sọ ot 0 ° Ch \s oe | 100 ví e bated x | x | :
Hình 4.8 Diễn biến độ kiềm và pH trong giai đoạn II Giai đoạn vận hành ở nông độ ammonium 2079 + 59 mg/L (C): pH đầu vào 8,1 + 0,1, pH đầu ra 7,4 + 0,3; độ kiềm đầu vào 8998 + 193 mg CaCO,/L, độ kiềm dau ra 1132 + 297 mg CaCO,/L Giai đoạn này tiêu thu 87,4 % độ kiềm Tuy nhiên ngày vận hành 88, pH đầu ra 6,8 và độ kiểm đầu ra 624 mg CaCO,/L thấp hơn bình thường, lúc này tỷ lệ NO;z-N : NH¿ -N 1,47 cao hon mức yêu cau (nguyên nhân đã chỉ ra ở mục a)
Qua 3 giai đoạn vận hành trên với 3 nông độ ammonium đầu vào khác nhau, nhận thay pH dau ra luôn thấp hon pH đầu vào do sự tiêu thụ độ kiềm trong bể Qua đây nhận thấy độ kiềm và pH là 2 thông số quan trọng và liên quan rất chặt để đánh giá mức độ nitrit hóa Độ kiểm còn lại cao dẫn đến pH cao và mức độ chuyển hóa ammonium thấp (NO;z-N : NH¿ -N thấp) và ngược lại, độ kiềm còn lại thấp dẫn đến pH thấp và mức độ chuyển hóa ammonium cao (NOz-N : NH¿ˆ-N cao) Do vậy, khi hệ thông đã vận hành 6n định va tỷ lệ giữa ammonium và độ kiềm dau vào không đổi thì pH và độ kiềm là 2 thông số cực ky quan trọng dùng dé kiểm soát điểm dừng phan ứng với ty lệ NO; -N : NH,’-N mong muốn Độ kiềm tiêu thụ ở cả 3 giai đoạn (A, B, C) gần như nhau, điều này chứng tỏ rang tỷ lệ ammonium và độ kiêm trong nước thải đâu vào ôn định.
Giai đoạn vận hành ở nông độ ammonium 3656 + 95 mg/L (D), do có sự điều chỉnh pH nên có ghi nhận lượng axit HCI sử dung, từ đó tính toán lượng NaHCO; cần thiết dé bô sung và là là cơ sở đề tính toán chi phí vận hành.
Bì BS, © ws s af ® © OD | | at
—— Alk consumed/NH4-N l a a —— Alk available/NH4-N I a
Hình 4.9 Độ kiểm tiêu thu và độ kiểm sẵn có trong nước thai ddu vao giai đoạn IT â 4 Ike Qk Độ kiềm tiêu thụ trên | mg NH,’-N chuyển hóa;
A 4 4 Ike Qk Độ kiềm sẵn có trên 1 mg NH, -N cần chuyén hóa.
Hình 4.9 cho thay độ kiềm tiêu thụ và độ kiềm sẵn có trong nước rỉ rac Từ ngày van hành 31 đến ngày vận hành 90 (A, B, C), độ kiềm tiêu thụ cho quá trình chuyên hóa từ ammonium sang nitrit là 7,4 + 0,6 mg CaCO; trên 1 mg NH¿”-N chuyển hóa Trong khi đó, độ kiểm sẵn có trong nước thải đầu vào tính trên 1 mg NH, -N can chuyén hoa 8,8 + 0,3 mg CaCO+z/L, do đó không cần bổ sung thêm độ kiềm Nghiên cứu Nhật và cộng sự (2017), độ kiềm tiêu thụ là 6,27 mg CaCO; trên 1 mg NH¿'-N chuyền hóa; Ahn (2006), 8.71 mg CaCO; trên 1 mg NH, -N: Van Dongen và cộng sự (2001), 4.36 mg CaCO; trên 1 mg NH,"-N chuyển hóa Sự khác nhau này có thé do không tính toán độ kiềm sinh ra trong phản ứng do quá trình amoni hóa các hợp chất nitơ hữu cơ. az /#@ aaéo Kio
Hình 4.10 cho thấy khi vận hành ở nồng độ ammonium từ 626 mg/L đến 3656 mg/L thì NLR có xu hướng tăng lên từ 0,62 - 0,9 kg N/m.ngày, mối tương quan nay khá chặt với R* = 0,97 (Hình 4.11) Tuy nhiên, nếu vận hành ở nồng độ ammonium ở mức cao hơn thì NLR có xu hướng giảm do FA quá cao Ganigué và cộng sự (2009), báo cáo rằng khi PN nước thải có nồng độ ammonium đầu vào 5000 mg/L thì NLR dat được 0,85 kgN/m ngày 3 `
Hình 4.10 Diên biên tải trọng ở các nông độ ammonium đáu vào giai đoạn IT l]ơ
Hình 4.11 Mỗi tương quan giữa nông độ ammonium dau vào va NLR
Từ Bảng 4.3 cho thấy, khi vận hành ở 3 nồng độ đầu thì nghiên cứu này có NLR thấp hơn Biéc (2013) do vận hành ở DO thấp hon (0,1 — 1,0 mg/L), so với Biéc (> 4 mg/L) Ở nông độ cuối cùng (nước rỉ rác đậm đặc) thì nghiên cứu nay này lại có NLR cao hon Biếc (2013) và Nhật (2017) do có nồng độ MLVSS cao hơn (7000 mg/L), so với Biếc (3000 mg/L) và Nhật (3250 mg/L). ak á ê é AA áã ê 46 26 ong do da i
Hình 4.12 Sự chuyển hóa ammonium trong 1 mẻ với NH,`-N 638 mg/L
Hình 4.13 Diễn biến của pH và độ kiềm trong 1 mẻ với NH,'-N 638 mg/L yv=1l.2x+ 0.94 - 020 ĩ ĩ ĩ ĩ ĩ ĩ ĩ ĩ ĩ 0.00 3 4 5 6 7 § 9 10 11 12 13 14 15 16 17
Hình 4.14 Diễn biến của FA và FNA trong 1 mẻ với NH, -N 638 mg/L Khảo sát diễn biến trong 1 mẻ ở ngày vận hành 63, với nồng độ ammonium dau vào 638 mg/L (Hình 4.12) Sau 17 giờ sục khí ty lệ NOz-N : NH, -N 1,12 : 1, tốc độ sinh nitrit 14,1 mg NO, -N/ L.h, tốc độ ammonium mất di 15,1 mg NH, -N/ L.h va tốc độ sinh nitrat 1,2 mg NO; -N/L.h Nồng độ MLVSS trong bề 2390 mg/L nên tốc độ sinh nitrit và nitrat tính trên sinh khối tương ứng là 5,9 và 0,5 mgN/g.VSS.h Kết quả nay cũng phù hợp với nghiên cứu Pollice và cộng sự (2002), PN nước thải nhân tạo có ammonium dau vào 500 mg/L thì tốc độ sinh nitrit 3,2 — 10 mgN/gVSS.h.
Hình 4.13 cho thấy tốc độ tiêu thụ độ kiềm 103,5 mgCaCO,/L.h và lượng kiểm tiêu thụ trên 1 mg NH,"-N chuyền hóa là 7,32 mgCaCO3 Hình 4.14 cho thay FA giảm dan và FNA tăng dan từ đầu mẻ đến cuối mẻ do pH giảm dan và sự tích lũy nitrit tăng liên tục.
FA cao nhất là 63 mg/L và không gây ức chế cho AOB FNA 0,03 mg/L < 1,9 mg/L nên không gây ức chế AOB (Tian và cộng sự, 2012). ông độ đã N iKhảo sát diễn biến trong 1 mẻ ở ngày vận hành 79, với nồng độ ammonium đầu vao1027 mg/L (Hình 4.15) Sau 26 giờ sục khí ty lệ NO;-N : NH¿-N 1,03 : 1 Tốc độ sinh nitrit 15,6 mg NO, -N/L.h, trong khi đó tốc độ ammonium mất di 17,1 mg NH, -N/L.h va tốc độ sinh nitrat 1,2 mg NO;-N/L.h Nồng độ MLVSS trong bể 3630 mg/L nên tốc độ sinh nitrit và nitrat tính trên sinh khối tương ứng là 4,3 và 0,3 mgN/gVSS.h Hình 4.16 cho thay tốc độ tiêu thụ độ kiềm 115,6 mg CaCO,/L.h và tốc độ tiêu thụ độ kiềm trên 1 mg NH,'-N chuyền hóa là 7,41 mg CaCO3 Hình 4.17 cho thay FA cao nhất là 133 mg/L,FNA cao nhất 0,03 mg/L và không gây ức chế AOB.
Thời gian (gid) aR L4 ° 2 vie +
Hình 4.15 Sự chuyên hóa ammonium trong I mẻ voi NH, -N 1027 mg/L
Thời gian (giò) x wk ? ` as oA 2 ye +
Hình 4.16 Diên biên cua pH và độ kiêm trong I mẻ với NH, -N 1027 mg/L
0.0 LJ LJ LJ LJ LJ LJ LJ LJ LJ LJ LJ LJ T T T T T T T T T T T 0.0E+00 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26
Hình 4.17 Diễn biến của FA và FNA trong 1 mẻ với NH, -N 1027 mg/L
Tỷ lệNOok_ ke Qik ck K kL
Z 1400 - “=> „s - 1.00 Fe Ễ 500 —¢—NH4-N ——NO2-N So cSs -
Thời gian (giò) aR Lá 2 ° 2 ye +
Hình 4.18 Sự chuyên hóa cua ammonium trong I mẻ voi NH, -N 2128mg/L
Thời gian giò) x x ? ` val on 2 ye +
Hình 4.19 Diên biên cua pH va độ kiêm trong I mẻ với NH, -N 2128 mg/L
Hình 4.20 Diễn biến của FA và FNA trong mẻ phản ứng với NH, -N 2128 mg/L
Khảo sát diễn biến trong 1 mẻ ở ngày vận hành 90, với nồng độ ammonium đầu vao 2128 mg/L (Hình 4.18) Sau 44 giờ sục khí ty lệ NOz-N : NH¿ˆ-N 1.2 : 1, tốc độ sinh nitrit 20,5 mgNO, -N/ L.h trong khi đó tốc độ ammonium mat đi 21,3 mgNH, -N/ L.h và tốc độ sinh nitrat 0,7 mgNO;-N/L.h Néng độ MLVSS trong bể 4720 mg/L nên tốc độ sinh nitrit và nitrat tính trên sinh khối tương ứng là 4,3 va 0,1 mgN/gVSS.h Hình 4.19 cho thay tốc độ tiêu thụ độ kiềm 144,3 mgCaCO,/L.h, tốc độ tiêu thụ độ kiềm tính trên 1 mg NH,'-N chuyền hóa là 7,04 mg CaCO pH tăng dan từ đầu mẻ cho đến giờ thứ 12 và giảm dan sau đó, nguyên nhân do quá trình air stripping CO; (Campos va cộng sự, 2013).
Hình 4.20 cho thay FA tăng dan từ đầu mẻ đến giờ thứ 12 do pH tăng mạnh và sau đó giảm dan đến cuối chu trình FA cao nhất 395 mg/L, FNA cao nhất 0,08 mg/L và không ức chế AOB. ông độ Nda i Do chu trình trong 1 mẻ ở nồng độ ammonium 3656 mg/L là 78,5 giờ nên không khảo sát diễn biến ở từng giờ phản ứng Tốc độ sinh nitrit và nitrat trung bình tương ứng là 25,3 và 0,6 mgN/L.h Nông độ MLVSS trung bình 6940 mg/L, do vậy tốc độ sinh nitrit và nitrat trung bình tính trên sinh khối tương ứng là 3,6 và 0,1 mgN/gVSS.h Nghiên cứu Nhật và cộng sự (2017), PN nước rỉ rác có nông độ ammonium đầu vào 3096 + 542 mg/L thì tốc độ sinh nitrit là 6,3 mgN/gVSS.h Bảng 4.4 ghi lại tốc độ chuyển hóa nito, sNLR trong các mẻ khảo sát với các nông độ ammonium đâu vào khác nhau.
4 QQ ốcđộ é AA Aa ở ồng độ â Ammonium dau vào (mg/L) 638 1027 2128 3656 sNLE (kgN/kgVSS.ngay) 0,26 0,19 0,19 0,13
Tốc độ chuyền hoa ammonium
Tốc độ sinh nitrat (mgN/gVSS.h) 0,5 0,3 0,1 0,1
Luong kiém tiéu thu trén 1 mg NHg'-N chuyển hóa 7,32 7,41 7,04 (mgCaCOz/mgNH¿ˆ-N)
Hình 4.21 cho thay khi sNLR (kgN/kgVSS.ngày) càng thấp thì tốc độ chuyển hóa NH/ -N/h càng cao và tốc độ hoạt tính càng thấp (phù hợp với nghiên cứu Alfieri Pollicea và cộng sự, 2002) Do vậy nồng độ MLVSS là một thông số rất quan trọng trong quá trình PN.
“ —$— Conversion rate mgNH4-N/L.h ~ ° 10 4 —đ- Avg oxidation rate mgNH4-N/gVSS.h - 0.1 == ơ bs —@-sNLR =, = ẹ s- oy, _e- - 0.05
Hình 4.21 Moi liên hệ giữa tốc độ chuyên hóa ammonium và sNLR cấ
Hình 4.22 Hiệu qua xứ ly COD của PN-SBR
Hình 4.22 cho thấy hiệu quả loại bỏ COD 14 + 2 % COD được loại bỏ chủ yếu là các hợp chất hữu cơ có khả năng phân hủy sinh học (bCOD), phan lớn COD trong nước rỉ rác cũ là các hợp chất hữu cơ trơ, không phân hủy sinh học Do vậy, để xử lý phần COD còn lại để đạt tiêu chuẩn môi trường cần áp dụng các quá trình pháp xử lý bậc cao (AOPs) Kết quả này cũng phù hợp với nghiên cứu Biéc (2013), hiệu quả loại bỏ COD 17
+ 3%; Nhật và cộng sự (2017), hiệu quả xử lý COD 13 + 3%. kông độã 6aE apHình 4.23 cho thấy trong quá trình vận hành cùng với việc tăng nồng độ ammonium đầu vào thi hàm lượng muối (TDS) tương ứng cũng tăng theo từ 2,1 — 13,3 g/L và không gây ức chế AOB Sukru Aslan và cộng sự (2012), xác định răng hàm lượng muối 15 g/L làm suy giảm hoạt tính AOB; Moussa và cộng sự (2006), báo cáo rằng khi hàm lượng muối 40 g/L sẽ làm giảm thiểu 95% hoạt tính AOB.
Hình 4.23 Nong độ mudi trong qua trình vận hành az # ong độ ps
Hình 4.24 Diễn biến nông độ bùn va SVIHình 4.24 cho thay nồng độ bùn MLVSS trong bể tăng theo nồng độ của ammonium đầu vào, mục đích là giữ sNLR ở giá trị phù hợp, tránh bị sốc tải và đảm bảo hiệu quả cho quá trình PN SVI nhìn chung là giảm khi nông độ TDS tang, ly do khi TDS tăng thì hàm lượng khoáng chất trong bùn tăng nên lắng nhanh hơn Ngoài ra, tỉ lệ
MLVSS/MLSS cũng giảm dan khi nồng độ muối tăng dan (phù hop với nghiên cứu
QO c a didaci | kl QON ec a ôi đa trong giaidoa 4 E oake o k SOs-— OVa Ii