Tên Kích thước Nhiệt độ
làm việc Bề mặt riêng Độ rỗng xốp Áp suất làm việc Vật liệu chế tạo Quả cầu 550x500x450mm 4 -500C 200 – 220 m2/m3 >93% 1 – 2 bar PVC
Hình 1.6 Vật liệu dính bám khối lập phương bằng xốp và dạng trịn có rãnh. Bảng 1.5 Thông số kỹ thuật vật liệu dạng trịn có rãnh Bảng 1.5 Thơng số kỹ thuật vật liệu dạng trịn có rãnh
Tên Vật liệu chế tạo Đường kính Nhiệt độ làm việc Bề mặt riêng Giá thể đệm
MBBR HPDE 25mm 5 – 60
0C 500 - 1200
16
A. Vật liệu dính bám cố định
Mặc dù đã có thí nghiệm với nhiều loại vật liệu màng cố định nhưng loại phổ biến trên thị trường là loại vật liệu dạng sợi. Vật liệu dạng sợi được tạo thành từ việc đan sợi với những cái móc lồi ra, cung cấp bề mặt cho vi sinh vật phát triển. Vật liệu dính bám được sản xuất từ vật liệu polyvinyl, polyester, hoặc polyethylene.
Vật liệu dính bám dạng sợi được sử dụng cho quá trình khử BOD (cBOD), quá trình nitrat hóa và trong một phạm vi nhất định có thể có q trình khử nitrat. Nhìn chung, vật liệu dính bám được đặt trong vùng hiếu khí của q trình bùn hoạt tính để tăng hiệu quả khử BOD và q trình nitrat hóa. Nitrat được tạo ra trong vùng hiếu khí, trên bề mặt của vật liệu dính bám khuếch tán xuống tầng thiếu khí của màng sinh học khiến cho quá trình khử nitrat xảy ra. Lượng khử nitrat khác nhau phụ thuộc chủ yếu vào nồng độ oxy hịa tan và lượng carbon sẵn có. Lượng nitrat có thể bị khử đáng kể.
B. Vật liệu dính bám di động bằng nhựa
Đã có nhiều ứng dụng đối với vật liệu dính bám cố định bằng nhựa trong q trình bùn hoạt tính. Mặc dù vật liệu dính bám cố định bằng nhựa đã có một số ứng dụng thành công nhất định trong công nghiệp nhưng xu hướng ứng dụng trong đô thị là vật liệu dính bám di động bằng nhựa.
Có nhiều nhà máy sản xuất loại vật liệu dính bám này. Mặc dù mỗi nơi có những đường kính đặc trưng riêng nhưng hình dạng của các nơi đều có hình trịn có rãnh. Sinh khối tăng trưởng trên bề mặt, nhưng bị mài mịn từ bề mặt bên ngồi của vật liệu dính bám, để lại sinh khối hoạt động bên trong của vật liệu.
Với trọng lượng riêng nhỏ hơn trong nước, vật liệu dính bám được phân bố khắp nơi trong hỗn hợp chất lỏng nhờ q trình thổi khí trong bể hiếu khí hoặc máy khuấy chìm trong bể thiếu khí. Những loại vật liệu dính bám này làm việc với cả bọt khí thơ và bọt khí tinh. Nhựa polyethylene với mật độ lớn, dưới điều kiện vận hành bình thường, sẽ khơng bị hỏng hoặc không cần thay thế thường xuyên.
17
1.2.5. Ưu điểm và khuyết điểm của cơng nghệ bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định dính bám cố định
Theo tài liệu về Biofilm Reactors của Liên bang môi trường nước vào năm 2010, cơng nghệ bùn hoạt tính hiếu khí tăng trưởng dính bám cố định có các ưu điểm và khuyết điểm sau:
❖ Ưu điểm
- Có khả năng nâng công suất hoặc cải thiện năng suất bằng việc thêm vật liệu dính bám;
- Có khả năng thực hiện những q trình xử lý bậc cao, do đó cho phép xử lý nhiều hơn trong một không gian nhỏ hơn;
- Cải thiện đặc tính lắng của bùn (giảm SVI) - Giảm sinh ra bùn;
- Thực hiện đồng thời q trình nitrat hóa và khử nitrat hóa; - Cải thiện sự thu hồi từ quá trình xáo trộn.
❖ Khuyết điểm
- Cần định vị lại các vật liệu dính bám;
- Việc kết hợp với khung giữ vật liệu dính bám sẽ khiến cho tăng tổn thất áp lực.
1.3. Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học
1.3.1. Q trình nitrate hóa
Q trình nitrate hóa bằng phương pháp sinh học xảy ra theo 2 giai đoạn, trong đó N-NH4+ bị oxi hóa thành N-NO2- và N-NO2- tiếp tục bị oxi hóa thành N-NO3-. Q trình nitrate hóa được áp dụng trong xử lý nước thải nhằm hạn chế ảnh hưởng của ammonia đến hiện tượng giảm nồng độ oxi hòa tan trong nguồn nước và gây độc đối với cá, giúp kiểm sốt hiện tượng phú dưỡng hóa và kiểm sốt nitơ trong nước thải sau xử lý đạt yêu cầu tái sử dụng.
18
Cũng tương tự như q trình khử chất hữu cơ, q trình nitrat hóa có thể thực hiện trong thiết bị sinh học tăng trưởng dạng lơ lửng và dính bám. Khi sử dụng quá trình tăng trưởng lơ lửng, phương án thường áp dụng là nitrat hóa cùng với khử chất hữu cơ trong hệ thống một giai đoạn, gồm có bể thổi khí, bể lắng đợt 2 và hệ thống tuần hồn bùn. Khi nước thải có chứa thành phần có khả năng gây độc và ức chế đối với vi sinh vật nitrat hóa cao, hệ thống hai giai đoạn được áp dụng. Hệ thống này gồm hai bể thổi khí và hai bể lắng nối tiếp nhau. Cụm bể thồi khí và lắng đầu tiên thường được vận hành với thời gian lưu bùn ngắn để khử chất hữu cơ và các hợp chất có tính độc vi sinh vật nitrat hóa. Nhờ đó q trình nitrat hóa có thể xảy ra hiệu quả ở giai đoạn sau. Vì vi khuẩn nitrat hóa có tốc độ tăng trưởng chậm hơn rất nhiều so với vi khuẩn dị dưỡng, các hệ thống được thiết kế để thực hiện q trình nitrat hóa thường có thời gian lưu nước và thời gian lưu bùn dài hơn nhiều so với các hệ thống được thiết kế để xử lý chất hữu cơ.
Trong các hệ thống với vi sinh vật tăng trưởng dạng dính bám được sử dụng để thực hiện q trình nitrat hóa, hầu hết chất hữu cơ phải bị khử hết trước khi vi sinh vật nitrat hóa phát triển. Vi khuẩn dị dưỡng có hiệu suất sinh khối cao hơn và do đó có thể chiếm ưu thế trên bề mặt biofilm hơn so với vi khuẩn nitrat hóa. Q trình nitrat hóa được thực hiện trong thiết bị sinh học tăng trưởng dính bám sau khi đã khử chất hữu cơ hoặc trong hệ thống được thiết kế riêng chỉ để thực hiện q trình nitrat hóa [8].
❖ pH
Q trình nitrat hóa xảy ra hiệu quả khi pH dao động 7,5 – 8,6 và tốc độ nitrat hóa có thể sẽ thấp khi pH giảm. Theo một số nghiên cứu tại pH = 6,5 cho thấy tốc độ nitrat hóa chỉ đạt 60% so với ở pH = 7,5. Đối với mơ hình ni cấy vi khuẩn chưa thích nghi cho thấy pH = 6,9 tốc độ khử bằng 84% ở pH = 7,9 tại nhiệt độ 20oC, tốc độ nitrat hóa ở pH = 6,8 bằng 42% ở pH= 7,8 tại nhiệt độ 15oC. Một nghiên cứu về ảnh hưởng của pH đến chủng Nitrosomonas được phân lập từ nước thải bùn hoạt tính bằng phương pháp pha loãng cho giá trị pH tốt nhất để nitrosomonas xảy ra khoảng 7,6 – 8,0 và pH tốt nhất cho q trình nitrat hóa bởi vi khuẩn Nitrobacter là
19
7,7 - 8,8. Theo nghiên cứu của Hofman và Lees (1953), giá trị pH tối ưu cho quá trình oxy hóa ammonia bởi vi khuẩn nitrosomonas là 8,3 và tỷ lệ này sẽ giảm đến 0 tại pH là 9,6 [4].
❖ Nhiệt độ
Nhiệt độ ảnh hưởng đến tốc độ sinh trưởng của vi khuẩn nitrat hóa theo tỷ lệ thuận. Nhiệt độ ảnh hưởng đến hệ số bán bảo hịa Kn của q trình nitrate hóa. Knowles và cộng sự (1965) đã chỉ ra mối quan hệ giữa Kn và nhiệt độ theo công thức sau [9]:
148 , 1 051 , 0 10 T n K Với T là nhiệt độ (oC)
Bảng 1.6 Mối quan hệ giữa nhiệt độ và tốc độ sinh trưởng riêng cực đại [10]
Tài liệu tham khảo n,max theo nhiệt độ n,max (ngày)
-1 10oC 15oC 20oC Downing (1964) 0,47.e0.098 x (T-15) 0,29 0,47 0,77 Hultman (1971) 0,50.e0.033 x (T-15) 0,23 0,34 0,50 Barnard (1975) 0,33.(1,127)T-20 0,10 0,18 0,37 Painter (1983) 0,18.e0.0729 x (T-15) 0,12 0,18 0,26
Một số nghiên cứu về ảnh hưởng của nhiệt độ đến q trình nitrat hóa đã được thực hiện, cụ thể nhiệt độ tối ưu cho q trình nitrat hóa dao động 30 – 36oC và có thể dao động với ngưỡng rộng lên đến 4 – 50oC. Theo nghiên cứu khác của Shammas (2012), tỷ lệ nitrat hóa biến đổi trong khoảng dao động nhiệt độ trong phạm vi 5 – 35oC và nhiệt độ tối ưu cho quá trình này là ở 30oC.
Đối với các ảnh hưởng của nhiệt độ đến vi khuẩn trong q trình nitrat hóa và khử nitrat, nhiệt độ tối ưu của chủng nitrosomonas được xác định là 30oC, có thể lên đến 42oC và điểm nhiệt độ gây chết của loại vi khuẩn này dao động từ 54 - 58oC [11].
Nhiệt độ tối ưu cho sự tăng trưởng của vi khuẩn nitrat xuất hiện trong khoản 28 – 36oC, đối với nitrosomonas. Ngoài ra, nếu q trình nitrat hóa xảy ra trong bùn hoat
20
tính, nhiệt độ tối ưu cho sự phát triển là 15oC – 35oC, tuy nhiên khi nhiệt độ dưới 15oC tỷ lệ nitrat hóa giảm mạnh và giảm đến 50% khi nhiệt độ ở 12 oC.
Trong khi đó, tốc độ tăng trưởng cho vi sinh vật thực hiện quá trình nitrat hóa theo nghiên cứu của Sutton và cộng sự dao động trong khoảng 7 – 26oC. Kết quả nghiên cứu cũng cho thấy giảm tốc độ tăng trưởng giảm 50% tại 5oC và giảm 21% tại 7oC so với tốc độ tăng trưởng ở 26oC.
❖ Nhu cầu oxy (DO)
Nồng độ DO cho q trình nitrat hóa xảy ra hiệu quả là DO> 2 mg/L. Schoberl và Engel (1964) đánh giá khả năng ảnh hưởng của nồng độ DO đến quá trình nitrat hóa, lồi Nitrosomonas là độc lập với nồng độ DO > 1,0 mg/l đối với Nitrobacter tốc độ tăng trưởng là độc lập DO > 2mg/L. Theo nghiên cứu của Painter (1970) hệ số bão hòa của DO cho nitrosomonas đã được cô lập trong bùn hoạt tính là 0,3 mg/L, cũng theo nghiên cứu cho thấy nồng độ DO cần thiết cho quá trình nitrat hóa ít nhất là 0,3 mg/L (Dowing và Scragg, 1958). Laudelout và cộng sự (1974) sử dụng hệ số bán bão hòa là 0,5 mg/L và 2,0 mg/l của vi sinh vật nitrosomonas và nitrobacter trong mơ hình động cho q trình nitrat hóa. Q trình oxy hóa nitrite bị ức chế ở nồng độ DO là 0,5 mg/L, trong khi oxy hóa ammonia khơng bị ức chế trong thiết bị phản ứng tăng trưởng lơ lửng (Hanaki và cộng sự, 1990). Nghiên cứu của Downing và cộng sự (1964); Wild và cộng sự (1971) trên cho thấy khi nồng độ DO > 1mg/l, tốc độ nitrate hóa khơng bị ảnh hưởng. Trái lại, Wuhrma (1963) cho rằng ở nồng độ DO = 4 - 7 mg/l, tốc độ nitrate hóa khơng bị ảnh hưởng, nhưng khi DO = 1mg/l, tốc độ bằng 90% tốc độ ở nồng độ DO cao hơn. Okun (1949) và Haug và McCarty (1971) cho thấy vi khuẩn nitrate hóa khơng bị ảnh hưởng khi nồng độ DO 3 mg/l.
❖ Độ kiềm
Trong suốt q trình nitrat hóa, cần duy trì liều lượng kiềm là 7,14 mgCaCO3 cho mỗi mg N-NH4+ bị oxy hóa. Thiếu kiềm q trình nitrat hóa sẽ ngừng lại. Liều lượng kiềm thêm vào phụ thuộc vào nồng độ ammonia và nồng độ kiềm có sẵn
21
trong nước thải cần xử lý. Nồng độ kiềm cần duy trì trong khoảng 70 - 80 mgCaCO3/l cịn lại trong nước thải sau khi q trình nitrate hóa kết thúc là cần thiết. ❖ Nồng độ ammonia
Q trình nitrate hóa cũng bị ức chế bởi NH3 khơng bị ion hóa hoặc NH3 tự do và axit HNO2 không phân ly. Ảnh hưởng của những thành phần này phụ thuộc vào tổng nồng độ của các thành phân nitơ có trong nước thải, nhiệt độ và pH. Ở 200C và pH=7, nồng độ NH3 =100mg/L có thể ức chế q trình oxy hóa NH4+ và ở nồng độ 20mg/L có thể ức chế q trình oxy hóa NO2-.
❖ Chất độc hại
Vi khuẩn nitrate hóa rất nhạy cảm với nhiều hợp chất hữu cơ và vô cơ ở nồng độ thấp hơn rất nhiều so với nồng độ gây ảnh hưởng đối với vi sinh vật dị dưỡng. Trong nhiều trường hợp, q trình nitrate hóa gần như bị ức chế hồn tồn mặc dù vẫn quan sát thấy vi khuẩn vẫn còn sống. Các chất hữu cơ có tính độc đối với vi khuẩn nitrate hóa có thể kể đến bao gồm (Hockenbury và Grady, 1977 ; Sharma và Ahlert, 1977 ; Blum và Speece, 1991) : dung môi hữu cơ, amine, protein, tannin, các hợp chất của phenol, rượu, cyanua, ete, carbamate và benzene.
Kim loại nặng cũng ảnh hưởng đến vi khuẩn nitrate hóa. Nghiên cứu của Skinner và Walker (1961) đã chỉ ra rằng quá trình oxy hóa NH4+ bị ức chế hồn tồn khi nồng độ nickel = 0,25 mg/l, crôm = 0,25mg/l, đồng = 0,1 - 0,5 mg/l.
1.3.2. Quá trình khử nitrat
Quá trình khử nitrat thành NO, N2O và N2 gọi là quá trình khử nitrat. Quá trình khử nitrat bằng phương pháp sinh học là một phần trong công nghệ khử nitơ bao gồm q trình nitrat hóa và khử nitrat. So với các cơng nghệ xử lý bằng phương pháp hóa học và hóa lý, cơng nghệ xử lý nitơ bằng phương pháp sinh học thường rẻ tiền hơn và được ứng dụng rộng rãi hơn. Hai cơ chế chính khử nitơ trong q trình sinh học là q trình đồng hóa và q trình dị hóa. Q trình khử nitrat đồng hóa liên quan
22
đến việc khử nitrat thành ammonia được sử dụng để tổng hợp tế bào mới. Q trình đồng hóa xảy ra khi trong nước thải khơng có sẵn NH4+ và không phụ thuộc vào DO. Trái lại, q trình khử nitrat dị hóa hay khử nitrat bằng phương pháp sinh học liên quan đến chuỗi vận chuyển electron, trong đó nitrit và nitrat được sử dụng làm chất nhận electron để oxy hóa các chất cho electron hữu cơ và vô cơ [4].
1.3.2.1. Phương trình cân bằng tỷ lượng
Quá trình khử nitrat bằng phương pháp sinh học bao gồm quá trình oxy hóa các cơ chất hữu cơ trong nước thải sử dụng nitrit hoặc nitrat làm chất nhận electron thay vì oxy. Khi khơng có mặt DO hoặc trong điều kiện giới hạn về nồng độ DO, enzyme khử nitrat giúp chuyển hydro và electron đến nitrat như chất nhận electron tạm thời. Các phản ứng khử nitrat liên quan đến các bước chuyển từ NO3- thành NO2-, NO, N2O cuối cùng thành N2:
NO3- NO2- NO N2O N2
Trong quá trình khử nitơ bằng phương pháp sinh học, chất nhận electron là một trong ba nguồn sau đây: (1) bsCOD trong nước thải cần xử lý, (2) bsCOD tạo ra từ quá trình phân hủy nội bào và (3) một nguồn bên ngoài như methanol hoặc acetate.
Chất hữu cơ trong nước thải
C10H19O3N + 10 NO3- 5N2 + 10CO2 + 3H2O + NH3 + 10OH-
Methanol
6NO3- + 5CH3OH 5CO2 + 3N2 + 7H2O + 6OH-
Acetate
8NO3- + 5CH3COOH 10CO2 + 4N2 + 6H2O + 8OH-
Trong tất cả các phản ứng khử nitrat với vi sinh vật dị dưỡng, mỗi đương lượng NO3- bị khử đều tạo ra một đương lượng kiềm tương ứng hay 3,57 g kiềm (tính theo
23
CaCO3)/g N-NO3- bị khử. Trong khi đó, q trình nitrat hóa lại tiêu thụ độ kiềm. Để oxy hóa 1 g N-NH4+ cần cung cấp 7,14 g độ kiềm (tính theo CaCO3). Như vậy nhờ q trình khử nitrat, có thể giảm được một nữa lượng độ kiềm cần bổ sung cho q trình nitrat hóa.
1.3.2.2. Các yếu tố ảnh hướng đến quá trình khử nitrate
❖ Một số yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả quá trình khử nitrate sinh học
Nồng độ chất nhận eclectron hiện diện gồm nitrate, nitrite, DO và sulfate. Sự hiện diện của DO phải loại trừ trước khi tiến hành khử nitrate.
- Bản chất tự nhiên của chất cho electron: hợp chất hữu cơ được vi sinh vật sử dụng làm nguồn electron cho trong quá trình đổi năng lượng cũng như nguồn carbon cho tổng hợp tế bào. Những hợp chất vô cơ như H2 và S2- chỉ cung cấp electron cho trao đổi năng lượng.
- Mức độ khử nitrate: sự thiếu chất hữu cơ làm cho quá trình chuyển đổi bị ngưng, dẫn đến nitrate bị loại bỏ khơng hồn tồn.
- Ảnh hưởng của tốc độ sinh trưởng riêng của vi khuẩn khử nitrate đến nhu cầu chất hữu cơ. Ảnh hưởng này đáng kể đối với các hệ thống sử dụng nguồn carbon