Thơng số Ký hiệu Bể nitrat hóa Đơn vị
Kích thước (dài x rộng) D, R = 600 x 600 mm Chiều dày bể a = 5 mm Chiều cao bể HB = 2400 mm Thiết diện bể S = 0,36 m2 Thể tích lớp vật liệu xốp PU VK = 0,17 m3 Thể tích nước trong bể Vw = 0,756 m3
Các thông số của modul khử nitrat chỉ khác ở Vw = 0,477 m3 và VVL = 0,558 m3.
Các thơng số thu được sau 6 chế độ thí nghiệm dùng để tính tốn các thơng số: Tải amơni đầu vào, Tải amôni đầu ra, Năng suất xử lý amoni, Hiệu suất q trình oxi hóa amoni, Hiệu suất khử nitrat và được trình bày trong bảng dưới đây.
Bảng 3.29. Tổng hợp các thông số của hệ xử lý amoni trong nƣớc ngầm qui mô pilot Chế độ NH4+ vào TB (mgN/L) NH4+ ra TB (mgN/L) Hiệu suất oxi hóa NH4+ TB (%) N-NO3- vào bể khử (mg/L) N-NO3- ra bể khử (mg/L) Hiệu suất khử NO3- TB (%) Khởi động, 0,5 m3 /h 6,71 0,27 96 5,9 5,09 14 Vào 12 mgNH4+/l, 0,5 m3/h 11,35 0,45 96 9,6 7,26 25 Vào 12 mgNH4+/l, 1 m3/h 11,64 0,85 93 9,6 6,73 30 Vào 15 mgNH4+/l, 1 m3/h 14,30 1,21 92 12,0 9,20 24 Vào 20 mgNH4+/l, 1 m3/h 19,20 2,12 89 16,8 12,20 27 Vào 20 mgNH4+/l, 1 m3/h, bổ sung C 19,50 2,41 88 15,1 6,10 60
Nhìn chung trong tồn bộ 6 chế độ khảo sát hiệu suất oxi hóa amoni trong bể nitrat hóa đạt được từ 91 - 98% nồng độ amoni đầu vào. Tương ứng với nồng độ amoni trung bình sau xử lý đạt tiêu chuẩn cho phép đối vơi nước ăn uống của Bộ Y tế (2,33 mgN NH4+/l). Đơi với nước đâu vào có nồng độ amoni 20 mgN/l thì kết quả amoni sau xử lý gần xấp xỉ tiêu chuẩn amoni. Nồng độ này cũng chính là nồng độ cao nhất mà hệ pilot có thể xử lý đạt tiêu chuẩn nước ăn uống.
Hiệu suất khử nitrat được tính từ nồng độ nitrat trước và sau bể khử nitrat cho giá trị từ 14 đến cao nhất là 60% ở chế độ 1 m3/h, amoni đầu vào 20 mgN/L có bổ sung nguồn cacbon (etanol) với tỉ lệ 0,93 L cồn 96% /24 m3
(tương ứng với nồng độ COD là 62 mg/L). Việc bổ sung cồn vào giai đoạn khử nitrat cho phép nâng khả năng khử nitrat lên 33% so với trường hợp không bổ sung và nó cho phép loại bỏ nitrat, khi đó nồng độ nitrat ở lối ra chỉ cịn khoảng 4,7 mgN/l đạt tiêu chuẩn nước ăn uống. Trong thực tế, mức xử lí này là cao nên có thể giảm chi phí cồn.
Trong tồn bộ 6 chế độ thí nghiệm, nồng độ nitrit đo được luôn ở mức không phát hiện đến giá trị cao nhất là 0,2 mgN/l thấp hơn nhiều so với tiêu chuẩn của QCVN 01/2009/BYT (0,913 mgN/l).
Năng suất xử lý amoni được tính bằng = (giá trị chênh lệch giữa nồng độ amoni trước và sau xử lý) x (lưu lượng nước) / thể tích vật liệu xốp PU (hoặc thể tích nước trong bồn) được trình bày trong bảng 3.30 bên dưới.
Bảng 3.30. Tính tải và năng suất xử lí N-amơni và N-nitrat ở các tải lƣợng khác nhau
T, h/ngày 24 V, H2O, m3 0,792 0,756 V, VLL, m3 0,17 0,558 Q, m3/h 0,5 0,5 1 1 1 Nồng độ N-amôni vào, g/m3 6,71 11,35 11,64 14,3 19,5 Nồng độ N-amôni ra, g/m3 0,27 0,45 0,85 1,21 2,12 Tải N-amôni vào, g/m3 H2O/ngày 0 101,7 172,0 352,7 433,3 590,9 Tải N-amôni vào, g/m3
PU/ngày 0 473,6 801,2 1643,3 2018,8 2752,9 Năng suất ơxi hóa amơni, g N/m3
H2O/ngày 0 97,6 165,2 327,0 396,7 526,7
Năng suất ơxi hóa amơni, g N/m3
PU/ngày 0 454,6 769,4 1523,3 1848,0 2453,6
Nồng độ N-nitrat vào, g/m3 5,9 9,6 9,6 12 16,8 Tải N-nitrat vào, g/m3 H2O/ngày 0 93,7 152,4 304,8 381,0 533,3 Tải N-nitrat vào, g/m3
keramzit/ngày 0 126,9 206,5 412,9 516,1 722,6 Năng suất khử nitrat, g N/m3
H2O/ngày 0 12,9 37,1 91,1 88,9 146,0
Năng suất khử nitrat, g N/m3
keramzit/ngày 0 17,4 50,3 123,4 120,4 197,8
Các kết quả Bảng 3.30 cho thấy:
Khi tăng lưu lượng từ 0,5 lên 1 m3/h và nồng độ N-amôni đầu vào từ 6,71 lên 19,5 mg N-amôni/L tải đầu vào modul nitrat hóa tăng từ 102 g/m3 nước/ngày (474 g/m3 PU/ngày) (làm tròn) lên tới 591 g/m3 nước/ngày (1753 g/m3 PU/ngày)
Năng suất ơxi hóa-xử lý amoni thu được qua 6 chế độ có giá trị từ 0,098 kgN/ngày/m3 thể tích phản ứng (0,455 kgN/ngày/m3 vật liệu) đến cao nhất là 0,527 kgN/ngày/m3 thể tích phản ứng (2,454 kgN/ngày/m3 vật liệu) ở chế độ nồng độ amoni đầu vào 20 mgN/L. Các giá trị năng suất xử lý amoni thu được trong các thí nghiệm này cáo gấp 2-5 lần so với trường hợp sử dụng vật liệu keramzit trong Đề tài “Xử lý nước ngầm quy mô pilot tại nhà máy nước Pháp Vân” (HĐ 07-P2003/HĐ- SKHCNMT từ 2003 – 2005). Việc gắn vi sinh trên vật liệu xốp PU vận hành ở chế độ lớp đệm chuyển động (moving bed) hồn tồn có thể áp dụng cho q trình xử lý nước nhiễm amoni với ưu điểm giữ được sinh khối ở mật độ cao, tăng cường năng suất xử lý so với vật liệu keramzit, sử dụng triệt để nguồn khí cung cấp, từ đó dẫn đến việc tiết kiệm năng lượng cho việc vận hành bơm. Để thuận lợi cho tính tốn thiết kế chúng tơi đề xuất sử dụng thơng số năng suất xử lí 0,5 kg N-amơni/ngày/m3 thể tích phản ứng để tính thể tích phản ứng cần có, thơng số tính theo vật liệu mang vi sinh được sử dụng như “dự trữ” năng suất xử lí.
Kết quả Bảng 3.30 được thể hiện dưới dạng đồ thị quan hệ Tải đầu vào- Năng suất xử lí cho cả hai modul nitrat hóa và khử nitrat ở Hình 3.30 và 3.31.
Hình 3.31. Quan hệ Năng suất xử lí – Tải nitrat đầu vào
Các kết quả trên Hình 3.30 và 3.31 đều cho thấy, so với đường lí thuyết (vạch chéo) là hiệu suất xử lý 100%, trong vùng tải lượng đầu vào được khảo sát thì hệ nitrat hóa ở tải lượng thấp có hiệu suất xử lí tiệm cận tới 100% (96-92%) nhưng khi tải lượng tăng có xu thế giảm dần xuống dưới 90%. Hiện tượng này hơi khác so với hệ khử nitrat: hiệu suất khử nitrat thường rất thấp, dưới 30%, sau đó tăng mạnh lên xấp xỉ 60%. Điều này được giải thích là do chế độ thực nghiệm: lúc đầu hệ hoạt động không bổ sung nguồn cácbon. Hiện tượng “tự xử lí” có nhiều ngun nhân: một là do một lượng nhỏ cacbon tự nhiên có trong nước, hai là do nguồn cácbon do chính sinh khối vi sinh tích tũy trên bể lọc keramzit, ba là do phản ứng annamox đã được ghi nhận trong dự án Pháp Vân [7].
Khác với hệ pilot Pháp Vân, ở đây khơng có đơn vị xử lí N thứ ba là modul sục khí bổ sung. Các kết quả từ [7] cho thấy, ở đây N-amôni sẽ tiếp tục được ơxi hóa, COD đồng thời sẽ giảm tới giá trị COD sau lọc sắt, như vậy có thể coi đây là đơn vị xử lí mang tính bảo hiểm, tránh hiện tượng dư thừa COD và mùi vị do hệ thiếu khí – hử nitrat có thể tạo ra.
Kết luận về các modul xử lí N-amơni
Từ các kết quả thu được, chúng tôi thu được ác kết luân sau:
1. Thời gian khởi động cần thiết là 45 ngày đảm bảo cho q trình nitrat hóa thực hiện và hệ xử lý đi vào hoạt động ổn định.
2. Thời gian khởi động cần thiết cho bể khử nitrat đến khi ổn định là 60 ngày. Có thể rút ngắn q trình này nếu bổ sung cacbon sớm hơn.
3. Về chế độ sục khí, rủa ngược: Kể từ khi dừng sục khí rồi cho nước từ bể nitrat hóa vào cần phải mất 2h30 phút thì bể khử nitrat mới trở lại trạng thái thiếu khí.
Sau khi ngừng cấp nguồn cacbon (etanol) thì khả năng khử nitrat và xử lý N giảm ngay sau đó 1 tiếng. Thời gian phục hồi sau khi cấp trở lại chất dinh dưỡng mất khoảng 3 -6 giờ. Thí nghiệm cho chúng ta quan sát được hiện tượng khi đầu vào bị ngừng hoặc giảm nguồn cacbon cho quá trình khử nitrat.
4. Q trình sục khí khoảng 10 phút và rửa bằng 1,5 m3 nước thì hệ khử nitrat hóa cần khoảng 9 h để phục hồi hoạt tính, xấp xỉ thời gian để phục hồi.
5. Thơng số thiết kế - tính thể tích bể nitrat hóa khi sử dụng 20%V vật liệu PU = 527 (g N/ngày/m3 thể tích phản ứng).
6. Thơng số thiết kế - tính thể tích bể khử nitrat hóa khi sử dụng vật liệu keramzit = 146 (g N/ngày/m3 thể tích phản ứng). Kiểm tra lại theo năng suất tính theo m3 vật liệu keramzit = 198 (g N/ngày/m3 thể tích phản ứng)
Kết luận
Từ những kết quả của quá trình thực nghiệm khảo sát, xử lí nước ngầm tại trung tâm CETASD với thiết bị xử lí thử nghiệm ở quy mơ nhỏ khảo sát với nguồn nước ngầm có hàm lượng sắt tương đối cao ( trung bình 23mg/l). Đồng thời có sự bổ sung các chất gây ô nhiễm: mangan, asen, amoni, bổ sung các chất oxi hóa tăng cường như javen, kalipemanganat, bước đầu chúng tôi đã thu được những kết quả sau:
1. Khảo sát các yếu tố của nguồn nước ngầm: DO, pH, độ kiềm, hàm lượng các chất trong nước ngầm tại khu vực nghiên cứu ( hàm lượng sắt cao 22- 24mg/l). Bước đầu cho thấy nguồn nước có hàm lượng sắt cao, DO thấp và tương đối ổn định, giá trị pH trong khoảng 6,5 -7 và biến đổi ít trong q trình xử lí. Với hàm lượng chất ơ nhiễm ở mức cao và ở pH thấp là một bài tốn khó cho q trình xử lí.
2. Q trình khảo sát ở các chế độ lưu lượng 0,5m3/h và 1m3/h cho thấy với hệ thống được thiết kế có khả năng tách loại được lượng sắt lớn. Hiệu quả xử lí tốt hơn hẳn khi có bổ sung chất oxi hóa. Ở lưu lượng 1m3/h khảo sát với chất oxi hóa là javen lượng clo hoạt động là 8 mg/l và với KMnO4 là 5mg/l đem lại hiệu quả xử lí tốt nhất xử lí đồng thời cả Fe, Mn và As.
3. Q trình xử lí asen ở nồng độ cao cùng với xử lí sắt ở nồng độ cao cho hiệu quả xử lí tốt.. Với nguồn nước có [Fe(II)] cao xử lí sắt đồng nghĩa với lọc As, tuy nhiên khi tỷ lệ Fe/As, ở đây là từ 100 trở xuống hiệu quả xử lí giảm.
4. Q trình loại bỏ mangan khó khăn hơn do các q trình oxi hóa sắt và asen ưu thế hơn, đồng thời có sự hấp phụ, dải hấp trên vật liệu lọc do đó có nhiều điểm bất thường trong số liệu nghiên cứu.
- Ơxi khơng khí ở pH gần 7 khơng ơxi hóa Mn(II)
- Với việc bổ sung chất oxi hóa KMnO4 5mg/l cho hiệu quả loại bỏ tốt.
5. Quá trình xử lí amoni: Sau xử lý đều nằm dưới ngưỡng tiêu chuẩn cho phép. Đối với 2 chế độ cuối thí nghiệm ở chế độ 1 m3/h, nồng độ amoni vào 20 mgN/l có nồng độ amoni sau xử lý tiến gần đến tiêu chuẩn cho phép. Điều này chứng nỏ rằng năng
lực xử lý của hệ pilot đa năng có trang bị giai đoạn nitrat hóa - khử nitrat hóa có khả năng xử lý tối đa với nồng độ amoni đầu vào 20 mg/l.
6. Về hiệu quả xử lí của các thiết bị:
- Việc tính tốn thiết kế injector nhỏ gọn cung cấp đủ nhu cầu oxi cho q trình oxi hóa các chất. Cơ cấu làm thống ngồi tăng DO cịn phải tăng pH (TCXDVN) nếu 1 trong hai yếu tố không đạt phải sử dụng hóa chất.
- Bể phản ứng và bể lắng có nhiều cải tiến để dễ dàng xả cặn, làm tăng khả năng lắng bằng việc thêm các tấm lamen.
- Bể lọc cát có hiệu quả lọc tốt, dễ dàng rửa ngược.
Với thiết bị hợp khối đã được thiết kế có ưu điểm ít tốn diện tích đặt thiết bị, có thể thay đổi cho phù hợp với nguồn nước cần xử lí cũng như xử lí đa dạng các chất gây ơ nhiễm đặc biệt có ý nghĩa khi xử lí trong các khu vực đơng dân cư, thiếu diện tích để xây dựng các nhà máy xử lí nước theo kiểu truyền thống hoặc thiết kế các hệ thống xử lí lưu động, dễ dàng lắp ráp và vận hành.
Tài liệu tham khảo Tài liệu tiếng việt
1. Nguyễn Văn Cát “Thử nghiệm xử lí As quy mơ hộ gia đình tại Hà Nam”, Viện KH&CN VN, Văn phịng Chương trình QG về nước sạch và vệ sinh MT nông thôn, 2004-2005.
2. Đặng Kim Chi. Hóa học mơi trường tập I. Nxb Khoa học và Kỹ thuật – Hà Nội 2001
3. Cao Thế Hà. Báo cáo nghiên cứu xử lý Mn trong nước ngầm bằng xúc tác đolomite. Hà nội, 2000.
4. Cao Thế Hà, Nguyễn Hồi Châu (2000), ”Cơng nghệ xử lí nước – nguyên lý và thực tiễn”, Nhà xuất bản Thanh niên.
5. Trần Tứ Hiếu, Lâm Ngọc Thiềm (1990), ” Phân tích định tính”, Nhà xuất bản Đại học và giáo dục chuyên nghiệp.
6. T.Đ. Khải. Nghiên cứu công nghệ khử (xử lý) Mn trong nước ngầm. Đề tài cấp Bộ XD, 1994.
7. Nguyễn Văn Khôi, Cao Thế Hà và cs. Báo cáo Dự án sản xuất thử nghiệm “Xử lí amơni trong nước ngầm quy mô pilot tại nhà máy nước Pháp Vân
2003-2005”, Hà Nội 10/2005.
8. Nguyễn Thị Thu Thủy (2000), ”Xử lí nước cấp sinh hoạt và công nghiệp”, nhà xuất bản khoa học kĩ thuật.
9. Phạm Hùng Việt, Trần Hồng Côn, Nguyễn Thị Chuyền, Michael Berg, Walter Giger, Roland Shertenleib (2000), ” Bước đầu khảo sát nhằm đánh giá hàm lượng asen trong nước ngầm và nước cấp trong khu vực Hà Nội”, hội thảo quốc tế - ô nhiễm As.
Tài liệu tiếng anh
10. Berg Michel, Arsenic Contamination of Groundwater and Drinking Water in the
Red River Delta, Vietnam: Geochemical Investigations and Mitigation Measures, PhD Thesis Universitọt Karlsruhe, 2007.
11. Gujer W. and Jenkins D. (1974) The Contact Stabilization Process-Oxygen and
Nitrogen Mass Balance. Report No 74-2, Sanit. Eng. Res. Lab. Univ. Calif.,
Berkrley.
12. M. Berg, H. C. Tran; T. C. Nguyen; H. V. Pham; R. Schertenleib; W. Giger. (2001), “Arsenic contamination of groundwater and drinking water in Vietnam: A human health threat”, Environmental science and Technology, 35, pp. 2621 - 2626.
13. R.C. Barry, J.L. Schnoor, B. Sulzberger, L. Sigg and W. Stumm. Iron oxydation kinetic in an acidic alpine lake. Wat. Res. Vol.28, No.2, pp.323-333, 1994.
14. Randall et al. Nitrification Kinetics in Single-Sludge Biological Nutrient Removal Activated Sludge Systems. Water Sci. Technol. 1992, v.25, p.195.
15. S. Mettler. In-situ removal of iron from ground water: Fe(II) oxygenation, and
precipitation products in a calcareous aquifer (for the degree of doctor of
natural sciences). Zurich, 2000.
16. Stumm W. and Lee G.F., Oxygenation of ferous ion. Ind. Eng. Chem. 53, 143
(1961).
17. Stumm W. and Morgan J. J. Aquatic. Chemistry. John Wiley & Sons, Inc. New York, 1996.
18. Thomas L, Theis. Complexation of iron(II) by organic matter and its effect on iron(III) oxygenation. Env. Sci. Tech. 8, 6, 1974.
19. Thomas L, Theis. Complexation of iron(II) by organic matter and its effect on iron(III) oxygenation. Env. Sci. Tech. 8, 6, 1974.
20. Y. Unholee, IK- Hwanum, and Jey Yong Yoon (2003) “Arsenic(III) Oxidation by Iron(VI) (Ferrate) and Subsequent Removal of Arsenic(V) by Iron(III) Coagulation”, Environ. Sci. Technol., 37, pp. 57505756.
21. Arsenic Mitigation Strategies, from “the Arsenic State Implementation Guidance” (EPA 816-K-02-018) at http://www.epa.gov/ogwdw/
ars/pdfs/regguide/ars_final_ ! mainguide_9-13.pdf).
22. Dinesh Mohan, Charles U. Pittman Jr., Arsenic removal from
water/wastewater using adsorbentsA critical review, J. of Hazardous
23. Arsenic Treatment Technology Evaluation Handbook for Small Systems, Office of Water (4606M), EPA 816-R-03-014, July 2003, www.epa.gov/safewater. 24. Frank P., Clifford D. (1986), “Arsenic(III) oxidation and removal from drinking
water”, U.S. Environmental Protection Agency, EPA-600-52-86/021, pp.286. 25. Kim M. J., Nriagu J. (1999), “Oxidation of arsenite in groundwater using ozone
and oxygen”, Sci. Total Environ., 247, pp. 7179.
26. Maree T. Emett and Ging H. Khoe (2001), “Photochemical oxidation of arsenic by oxygen and iron in acidic solutions”, Wat. Res., 35 (3), pp. 649656
27. Maurizio Pettine, Luigi Campanella and Frank J. Millero (1999), “Arsenite oxidation by H2O2 in aqueous solutions”, Geochimica et Cosmochimica Acta, 63