BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌCgust.edu.vn/media/26/uftai-ve-tai-day26264.pdf · Công nghệ, Viện Công nghệ Môi trường, trường Đại học

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC

VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

-----------------------------

TRỊNH XUÂN ĐỨC

NGHIÊN CỨU, ỨNG DỤNG XỬ LÝ AMONI TRONG NƯỚC

NGẦM TRÊN HỆ THIẾT BỊ SỬ DỤNG VẬT LIỆU MANG VI

SINH CHUYỂN ĐỘNG

LUẬN ÁN TIẾN SỸ KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG

HÀ NỘI – 2018

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC

VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

-----------------------------

TRỊNH XUÂN ĐỨC

NGHIÊN CỨU, ỨNG DỤNG XỬ LÝ AMONI TRONG NƯỚC

NGẦM TRÊN HỆ THIẾT BỊ SỬ DỤNG VẬT LIỆU MANG VI

SINH CHUYỂN ĐỘNG

Chuyên ngành: Kỹ thuật Môi trường

Mã số: 9 52 03 20

LUẬN ÁN TIẾN SỸ KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG

Người hướng dẫn khoa học:

1. PGS.TS. Trần Đức Hạ

2. PGS.TSKH. Ngô Quốc Bưu

Hà Nội – 2018

LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan đây là công trình nghiên cứu của riêng tôi. Các số

liệu thí nghiệm và kết quả nghiên cứu trong luận án là trung thực, chưa từng công

bố trong bất kỳ công trình nào khác

Hà Nội, ngày tháng năm 2018

Tác giả luận án

Trịnh Xuân Đức

ii

LỜI CẢM ƠN

Trước hết, tôi xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc tới PGS. TS Trần Đức

Hạ, PGS. TSKH Ngô Quốc Bưu đã luôn theo sát, tận tình hướng dẫn, đóng góp

những ý kiến quý báu, định hướng nghiên cứu và hoàn thành luận án này.

Tôi xin chân thành cảm ơn các thầy, cô giáo trong Học viện Khoa học và

Công nghệ, Viện Công nghệ Môi trường, trường Đại học Xây dựng và các thầy cô

giáo trong hội đồng chấm luận án đã giúp đỡ, và tạo điều kiện thuận lợi cho tôi

trong suốt thời gian học tập, nghiên cứu và thực hiện luận án này.

Tôi xin chân thành cảm ơn bạn Nguyễn Thị Thanh Hòa, Nguyễn Văn Hoàng

và tập thể kỹ sư Viện khoa học Kỹ thuật hạ tầng và Môi trường (SIIEE) đã giúp đỡ

trong quá trình thu thập số liệu hiện trạng, vận hành mô hình phòng thí nghiệm và

pilot tại hiện trường.

Chân thành cảm ơn các bạn Nguyễn Thị Việt Hà, Trần Đức Khánh đã nhiệt

tình cộng tác trong quá trình hoàn thiện báo cáo luận án.

Xin chân thành cảm ơn Ban lãnh đạo và đồng nghiệp Công ty Cổ phần Xây

dựng và Môi trường Việt Nam (Vinse) đã tạo điều kiện thuận lợi nhất cho tôi trong

quá trình nghiên cứu học tập để hoàn thành luận án.

Đặc biệt, tôi xin dành tất cả sự yêu thương và lời cảm ơn tới gia đình đã luôn

ở bên cạnh động viên tinh thần và hết lòng giúp đỡ tôi hoàn thành nghiên cứu này.

Cuối cùng, với tinh thần cầu thị tôi rất mong nhận được đóng góp ý kiến từ

thầy cô và các bạn đồng nghiệp để tiếp tục hoàn thiện và ứng dụng công nghệ

MBBR vào thực tiễn xử lý amoni trong nước ngầm.

Hà Nội, ngày tháng năm 2018

Tác giả

Trịnh Xuân Đức

iii

MỤC LỤC

MỞ ĐẦU .................................................................................................................................. 1

1. SỰ CẦN THIẾT NGHIÊN CỨU CỦA ĐỀ TÀI ......................................................... 1

2. MỤC TIÊU VÀ NỘI DUNG NGHIÊN CỨU CỦA LUẬN ÁN .............................. 3

2.1. Mục tiêu nghiên cứu ......................................................................................................... 3

2.2. Nội dung nghiên cứu ........................................................................................................ 3

3. PHẠM VI VÀ ĐỐI TƯỢNG NGHIÊN CỨU CỦA LUẬN ÁN .............................. 4

3.1. Phạm vi .............................................................................................................................. 4

3.2. Đối tượng ........................................................................................................................... 4

4. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU ................................................................................. 4

4.1. Phương pháp phân tích tài liệu thứ cấp ........................................................................... 4

4.2. Phương pháp nghiên cứu thực nghiệm ........................................................................... 4

4.3. Phương pháp nghiên cứu lý thuyết .................................................................................. 5

4.4. Phương pháp phân tích ..................................................................................................... 5

4.5. Phương pháp tính toán và xử lý số liệu ........................................................................... 5

5. CÁC ĐÓNG GÓP CỦA LUẬN ÁN .............................................................................. 6

5.1. Tính mới của luận án ........................................................................................................ 6

5.2. Tính thực tiễn của luận án ................................................................................................ 6

5.3. Đóng góp khoa học của luận án ....................................................................................... 6

CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN VỀ XỬ LÝ AMONI TRONG NƯỚC NGẦM SỬ

DỤNG CÔNG NGHỆ MÀNG VI SINH CHUYỂN ĐỘNG ......................................... 7

1.1. Tổng quan về hiện trạng sử dụng nước ngầm và ô nhiễm amoni vùng Hà Nội 7

1.1.1. Địa chất thủy văn khu vực Hà Nội ................................................................... 7

1.1.2. Nguồn gốc amoni trong nước ngầm ................................................................. 7

1.1.3. Tác hại của amoni trong nước sinh hoạt .......................................................... 8

1.1.4. Hiện trạng sử dụng nước ngầm thành phố Hà Nội ........................................ 10

1.1.5. Đặc trưng chất lượng nước ngầm và hiện trạng ô nhiễm amoni trong nước

ngầm khu vực Hà Nội .............................................................................................. 13

1.2. Các phương pháp xử lý amoni ................................................................................... 15

1.2.1. Xử lý amoni bằng chất oxy hoá ..................................................................... 15

1.2.2. Xử lý amoni bằng kiềm hoá và làm thoáng ................................................... 17

1.2.3. Xử lý amoni bằng trao đổi ion ....................................................................... 18

iv

1.2.4. Xử lý amoni bằng thực vật ............................................................................. 18

1.2.5. Quá trình ANAMMOX (Anaerobic Ammonium Oxidation) .......................... 19

1.2.6. Quá trình SHARON (Single reactor High activity Ammonium Removal Over

Nitrite) ...................................................................................................................... 20

1.2.7. Xử lý amoni bằng phương pháp sinh học truyền thống ................................. 20

1.3. Kỹ thuật màng vi sinh .................................................................................................. 33

1.3.1. Màng vi sinh ................................................................................................... 33

1.3.2. Các loại bể sinh học sử dụng kỹ thuật màng vi sinh ...................................... 37

1.4. Tình hình nghiên cứu tại Việt Nam và Quốc tế ...................................................... 43

1.4.1. Tình hình nghiên cứu tại Viêt Nam ................................................................ 43

1.4.2.Tình hình nghiên cứu trên Thế giới ................................................................. 45

1.4.3. So sánh hiệu quả xử lý của công nghệ MBBR ............................................... 47

1.5. Kết luận chương 1 ......................................................................................................... 50

CHƯƠNG 2. ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU ......................... 51

2.1. Phạm vi và đối tượng nghiên cứu .............................................................................. 51

2.2. Quan trắc lấy mẫu và Phương pháp phân tích ....................................................... 51

2.2.1. Quan trắc lấy mẫu .......................................................................................... 51

2.2.2. Phương pháp phân tích ................................................................................... 52

2.3. Phương pháp phân tích các số liệu động học .......................................................... 53

2.3.1. Phương pháp theo mẻ ..................................................................................... 53

2.3.2. Phương pháp liên tục khuấy trộn đều ............................................................. 54

2.3.3. Phương pháp hệ nối tiếp liên tục khuấy trộn đều ........................................... 55

2.3.4. Xác định các thông số động học .................................................................... 57

2.4. Vật liệu mang vi sinh DHY .......................................................................................... 62

2.4.1. Khối lượng riêng thực, khối lượng riêng biểu kiến, độ xốp và thể tích xốp .. 63

2.4.2. Diện tích bề mặt ............................................................................................. 64

2.4.3. Nuôi cấy vi sinh lên vật liệu mang ................................................................. 65

2.5. Mô hình trong phòng thí nghiệm ............................................................................... 66

2.5.1. Nguồn nước cấp cho thí nghiệm .................................................................... 66

2.5.2. Sơ đồ thí nghiệm ............................................................................................ 67

2.5.3. Các yếu tố cần khảo sát .................................................................................. 69

2.6. Mô hình pilot MBBR thực tế ...................................................................................... 71

v

2.6.1. Vị trí lắp đặt Pilot ........................................................................................... 71

2.6.2. Vận hành pilot và lấy mẫu pilot ..................................................................... 73

2.7. Kết luận chương 2 ......................................................................................................... 74

CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN .................................................................. 76

3.1. Vật liệu mang vi sinh ................................................................................................... 76

3.2. Mô hình pilot trong phòng thí nghiệm ..................................................................... 79

3.2.1. Tốc độ nitrat hóa ............................................................................................ 79

3.2.2. Xác định các thông số động học .................................................................... 87

3.2.3. Xác định phương trình tốc độ khử nitrat riêng (U) đồng thời trong hệ bể hiếu

khí ........................................................................................................................ 93

3.2.4. Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình nitrat hóa và khử nitrat ......................... 96

3.3. Mô hình pilot thực tế ................................................................................................... 108

3.3.1. Tính toán và thiết kế pilot ............................................................................ 108

3.3.2. Kết quả vận hành Pilot ................................................................................. 113

3.4. Bộ công thức tính toán hệ thiết bị xử lý amoni nước ngầm sử dụng màng vi

sinh chuyển động (MBBR) ............................................................................................... 118

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ ......................................................................................... 122

TÀI LIỆU THAM KHẢO ................................................................................................ 124

CÁC CÔNG TRÌNH NGHIÊN CỨU ĐÃ CÔNG BỐ CỦA TÁC GIẢ CÓ LIÊN

QUAN ĐẾN LUẬN ÁN .................................................................................................... 129

vi

DANH MỤC HÌNH VẼ

Hình 1.1. Mặt cắt địa chất thủy văn khu vực Hà Nội ............................................................ 7

Hình 1.2. Bản đồ phân bố amoni thành phố Hà Nội ............................................................ 14

Hình 1.3. Tương quan giữa clo dư và lượng clo cho vào nước để xử lý amoni ............... 16

Hình 1.4. Tương quan giữa ion amoni và khí amoniac tại các giá trị pH và nhiệt độ. ..... 17

Hình 1.5. Sự phụ thuộc của hiệu quả xử lý Amoni vào tỉ lê nước-không khí tại các

nhiệt độ nước khác nhau ......................................................................................................... 19

Hình 1.6. Quá trình ANAMMOX ......................................................................................... 19

Hình 1.7. Quá trình SHARON ............................................................................................... 20

Hình 1.8. Chu trình hình thành và bong tróc của màng sinh học ....................................... 34

Hình 1.9. Quần thể vi sinh dính bám trên vật liệu mang ..................................................... 34

Hình 1.10. Hệ xử lý bằng màng vi sinh chuyển động ......................................................... 35

Hình 1.11. Sơ đồ cơ chế hoạt động của màng sinh học trên giá thể chuyển động ............ 35

Hình 1.12. Cấu trúc xốp của polyuretan xốp ........................................................................ 36

Hình 1.13. Vật liệu mang vi sinh BiOChip ........................................................................... 37

Hình 1.14. Vật liệu mang vi sinh DHY (do VINSE sản xuất) ............................................ 37

Hình 1.15. Sơ đồ hệ thống lọc sinh học ................................................................................ 38

Hình 1.16. Bộ phận cấu thành đĩa quay sinh học ................................................................. 39

Hình 1.17. Sơ đồ cột lọc tầng tĩnh ......................................................................................... 40

Hình 1.18. Mô tả quá trình xử lý của bể MBBR .................................................................. 41

Hình 1.19. Sơ đồ dây chuyền công nghệ xử lý nước ô nhiễm Amoni do tác giả

Lều Thọ Bách thực hiện.......................................................................................................... 43

Hình 1.20. Sơ đồ dây chuyền công nghệ xử lý nước ngầm ô nhiêm Amoni do

tác giả Nguyễn Văn Khôi, Cao Thế Hà thực hiện ................................................................ 44

Hình 1.21. Sơ đồ dây chuyền công nghệ xử lý amoni sử dụng giá thể dạng sợi Acrylic. 45

Hình 1.22. Mô hình bể sinh học màng vi sinh chuyển động sử dụng trong

nghiên cứu của J.D.Rouse,2005 ............................................................................................. 46

Hình 1.23a. Sơ đồ hệ thống MBBR trong phòng thí nghiệm được sử dụng trong

nghiên cứu của Zafarzadeh, 2010 .......................................................................................... 46

Hình 1.23b. Các sơ đồ nguyên lý xử lý amoni ..................................................................... 48

Hình 2.1. Sơ đồ bố trí thí nghiệm theo mẻ ............................................................................ 67

../../Anh%20Duong/Desktop/Luan%20an%20tien%20si%20bao%20ve%20Hoc%20Vien-Phản%20biện%20-%20V4.doc#_Toc512468828





























vii

Hình 2.2. Sơ đồ thí nghiệm liên tục 1 bình phản ứng .......................................................... 69

Hình 2.3. Sơ đồ thí nghiệm 2 bình phản ứng nối tiếp .......................................................... 69

Hình 2.4. Sơ đồ thí nghiệm 3 bình phản ứng nối tiếp .......................................................... 69

Hình 2.5. Sơ đồ công nghệ xử lý nước ngầm nhiễm sắt và amoni ..................................... 73

Hình 2.6. Thiết kế chi tiết hệ thiết bị xử lý amoni (MBBR&DHK) .................................. 74

Hình 3.1. Ảnh chụp S.E.M vật liệu DHY ............................................................................. 76

Hình 3.2a. Vật liệu được nuôi cấy thử nghiệm trong phòng thí nghiệm ........................... 77

Hình 3.2b. Hình ảnh vật liệu mang và vi sinh dính bám trong vật liệu mang ................... 78

Hình 3.2c. Mặt trong và mặt ngoài lớp màng vi sinh .......................................................... 79

Hình 3.3. Dây chuyền công nghệ của thiết bị xử lý Amoni .............................................. 109

Hình 3.4. Dây chuyền công nghệ trạm xử lý nước Yên Xá .............................................. 109

Hình 3.5. Mặt bằng bể MBBR ............................................................................................. 112







viii

DANH MỤC BẢNG

Bảng 1.1. Hiện trạng công suất khai thác nước mặt và nước ngầm ................................... 10

Bảng 1.2. Chất lượng nước trước và sau xử lý của các NMN ngầm do công ty nước sạch

Hà Nội quản lý ......................................................................................................................... 11

Bảng 1.3. Chất lượng nước trước và sau xử lý của các NMN ngầm do công ty nước sạch

Hà Đông và Sơn Tây quản lý ................................................................................................. 12

Bảng 1.4. Tổng hợp Amoni trong nước ngầm Hà Nội theo năm từ 2010-2014

các nhà máy .............................................................................................................................. 13

Bảng 1.5. Thông số động học đặc trưng của vi sinh vật tự dưỡng trong quá trình

nitrat hóa ................................................................................................................................... 22

Bảng 1.6. Sự phụ thuộc của μm vào nhiệt độ theo nhiều kết quả nghiên cứu................... 23

Bảng 2.1. Thành phần nguyên liệu sản xuất vật liệu mang DHY ...................................... 62

Bảng 2.2. Chất lượng nước thô trạm xử lý nước Yên Xá – Thanh trì ............................... 72

Bảng 2.3. Chất lượng nước sau bể lọc tại trạm xử lý nước ngầm Yên Xá ........................ 72

Bảng 3.1. Kết quả thí nghiệm đánh giá về vật liệu mang DHY ......................................... 76

Bảng 3.2. Mật độ vi sinh trong bình nuôi theo thời gian ..................................................... 78

Bảng 3.3. Ảnh hưởng của nồng độ N-NH4+ đầu vào lên tốc độ nitrat hóa ...................... 80

Bảng 3.4. Tính toán tốc độ nitrat hóa theo nồng độ amoni đầu vào ................................... 81

Bảng 3.5. Giá trị Chỉ số bán bão hòa (Ks) và tốc độ nitrat hóa .......................................... 84

Bảng 3.5a. Giá trị k, n và tốc độ nitrat hóa............................................................................ 86

Bảng 3.6. Các tính toán các thông số từ biểu thức 2-27 ...................................................... 88

Bảng 3.7. Hằng số Ks và k tính toán thực nghiệm .............................................................. 89

Bảng 3.8. Bảng tính toán số liệu theo công thức 2-25 ......................................................... 91

Bảng 3.9. Kết quả thực nghiệm các thông số Y và kp ......................................................... 92

Bảng 3.10. Đánh giá khả năng khử nitrat đồng thời trong hệ hiếu khí .............................. 94

Bảng 3.11. Giá trị k và n từ thực nghiệm .............................................................................. 95

Bảng 3.12. Sự suy giảm nồng độ amoni theo thời gian ....................................................... 96

Bảng 3.13. Ảnh hưởng của mật độ vật liệu mang tới tốc độ nitrat hóa ............................. 98

Bảng 3.14. Diễn biến xử lý amoni trong điều kiện các nồng độ oxy khác nhau ............... 99

Bảng 3.15. Ảnh hưởng của số lượng bình phản ứng lên tốc độ oxi hóa amoni .............. 101

Bảng 3.16. Khả năng khử nitrat đồng thời trong bể hiếu khí ............................................ 103

ix

Bảng 3.17. Ảnh hưởng của nồng độ N-NH4+ đầu vào tới hiệu suất khử nitrat ............. 105

Bảng 3.18. Suy giảm nồng độ N theo thời gian ................................................................. 105

Bảng 3.19. Kết quả xử lý amomi và khử nitrat khi có bổ sung cơ chất ........................... 106

Bảng 3.20. Ảnh hưởng của số lượng ngăn phản ứng ........................................................ 112

Bảng 3.21a. Ảnh hưởng của mật độ vật liệu mang ............................................................ 113

Bảng 3.21b. Bảng thông số kỹ thuật của thiết bị xử lý amoni .......................................... 113

Bảng 3.22. Kết quả vận hành thực tế bể sinh học MBBR tại trạm Yên Xá .................... 114

Bảng 3.23. Kết quả vận hành thực tế với tỷ lệ gió nước khác nhau ................................. 116

Bảng 3.24. Thông số động học đặc trưng quá trình nitrat hóa .......................................... 118

Bảng 3.25. Hệ số động học đặc trưng quá trình khử nitrat riêng ...................................... 118

x

DANH MỤC BIỂU ĐỒ

Biểu đồ 3.1. Phát triển mật độ vi sinh .................................................................................... 78

Biểu đồ 3.2. Biểu đồ biểu diễn sự phụ thuộc giữa

1

r và

1

S ................................................. 83

Biểu đồ 3.2a. Biểu đồ biểu diễn sự phụ thuộc giữa r và Sra ............................................... 85

Biểu đồ 3.3. Biểu đồ biểu diễn sự phụ thuộc tuyến tính giữa 0 r

.x

S S

và

1

S .................... 89

Biểu đồ 3.4. Mối quan hệ giữa nồng độ N-NH4+đầu vào với k và Ks ............................. 90

Biểu đồ 3.5. Phụ thuộc tuyến tính giữa c

1

và

suv

X ............................................................. 92

Biểu đồ 3.6. Biểu đồ hiệu suất sinh khối Y và hằng số phân hủy nội kp ........................... 93

Biểu đồ 3.7. Đánh giá khả năng khử nitrat đồng thời trong hệ hiếu khí ........................... 95

Biểu đồ 3.8. Biểu đồ hồi quy số liệu ...................................................................................... 96

Biểu đồ 3.9. Ảnh hưởng của thời gian lưu tới tốc độ nitrat hóa .......................................... 97

Biểu đồ 3.10. Ảnh hưởng của mật độ vật liệu mang tới quá trình nitrat hóa .................... 98

Biểu đồ 3.11. Sự biến thiên amoni, nitrat theo các nồng độ oxy khác nhau ...................... 99

Biểu đồ 3.12. Ảnh hưởng của số lượng bình phản ứng đến hiệu suất của quá trình nitrat

hóa So=10-50 mgN/L ........................................................................................................... 102

Biểu đồ 3.13. Khử nitrat đồng thời trong bể hiếu khí ........................................................ 104

Biểu đồ 3.14. Sự suy giảm N trong hệ phản ứng theo thời gian ....................................... 106

Biểu đồ 3.15. Tốc độ và hiệu suất khử N theo nồng độ amoni đầu vào .......................... 106

Biểu đồ 3.16. Tốc độ khử nitrat khi bổ sung cơ chất ......................................................... 108

Biểu đồ 3.17. Hiệu suất xử lý amoni và khử nitrat khi bổ sung cơ chất .......................... 108

Biểu đồ 3.18. Kết quả N-NH4+ sau hệ thiết bị MBBR ..................................................... 114

Biểu đồ 3.19. Kết quả N-NO2- và N-NO3- sau hệ thiết bị pilot ...................................... 115

Biểu đồ 3.20. Kết quả thay đổi độ kiềm trong hệ thiết bị pilot ......................................... 115















xi

DANH MỤC KÝ HIỆU/CHỮ VIẾT TẮT

Ký hiệu Tiếng anh Tiếng Việt

Anamox Anaerobic Ammonium Oxidation Quá trình oxy hóa amoni yếm khí

AOB Ammonia oxidizing bacteria Vi khuẩn oxy hóa amoni

BOD Biochemical Oxygen Demand Nhu cầu oxy sinh hóa

BYT Ministry of Health Bộ Y tế

COD Chemical Oxygen Demand Nhu cầu oxy hóa học

ĐCTV Hydrogeology Địa chất thủy văn

DHK Automatic gravity sand filter Bể lọc cát tự rửa

DHY Biofilm spongy Carier Vật liệu mang vi sinh dạng xốp

DO Dissolved Oxygen Oxy hòa tan

HRT Hydraulic Retention Time Thời gian lưu nước

MAC Maximum Acceptable Concentration Nồng đội tối đa chấp nhận được

MBBR Moving bed biofilm reactor Kỹ thuật màng vi sinh chuyển

động MCL Maximum Contaminant Levels Nồng độ cho phép tối đa

MLSS Mixed Liquid Suspended Solids Chất rắn lơ lửng dạng lỏng hỗn

hợp NMN Water treatment plant Nhà máy nước

PU Polyurethane Nhựa PU

QCVN VietNam Norm Quy chuẩn Việt Nam

Sharon Single reactor High activity

Ammonium Removal Over Nitrite

Bể đơn xử lý amoni hoạt tính cao

qua nitrit SRT Sludge Retention Time Thời gian lưu bùn

TAN Total ammonium nitrogen Tổng nitơ amoni

TCVN Vietnam Standard Tiêu chuẩn Việt Nam

THM Trihalogenmethane Hợp chất hữu cơ nhóm halogen-

metan

T-N Nitrogen total Tổng nitơ

TSS Turbidity Suspendid Solids Tổng hàm lượng chất rắn lơ lửng

WHO World Health Organisation Tổ chức y tế thế giới

1

MỞ ĐẦU

1. SỰ CẦN THIẾT NGHIÊN CỨU CỦA ĐỀ TÀI

Nhu cầu về nước sạch, đảm bảo vệ sinh luôn là mối quan tâm hàng đầu và

đã trở thành chiến lược của nhiều quốc gia trong đó có Việt Nam. Hiện nay, ở nước

ta mức sống của người dân đang từng ngày được cải thiện, ý thức về bảo vệ sức

khỏe ngày càng cao, đặc biệt tại các đô thị lớn như thủ đô Hà Nội. Đây là khu vực

có mức độ tập trung dân cư cao thứ hai cả nước với dân số khoảng 7 triệu người

năm 2014 [1]. Tuy nhiên cùng với sự phát triển nhiều mặt của thủ đô, thì vấn đề

cấp nước sạch vẫn chưa thể đáp ứng được cả về mặt số lượng và chất lượng.

Tổng công suất cấp nước thương phẩm cho toàn thành phố Hà nội hiện nay

là 994.637 m3/ngđ trong đó 230.000 m3/ngđ (23%) được cấp nước nhà máy nước

mặt Sông Đà và còn lại 764.637 m3/ngđ (77%) sử dụng nước ngầm. Hiện nay,

thành phố Hà Nội mới cấp được khoảng 4,2 triệu người (60%), trong đó 3,2 triệu

người (45,7%) sử dụng nước ngầm và 1 triệu người (14,2%) sử dụng nước mặt [6].

Tuy nhiên 17% lượng nước ngầm đang khai thác bị ô nhiễm amoni ở nhiều mức độ

khác nhau tập trung chủ yếu khu vực phía Nam và Tây Nam Hà Nội.

Theo quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng nước ăn uống (QCVN

01:2009/BYT), hàm lượng amoni trong nước sạch cần đạt ở mức 3 mg/L(2,3

mgN/L); nitrit 3 mg/L(0,91 mgN/L); nitrat 50 mg/L(11,3mgN/L). Kết quả khảo

sát của Liên đoàn địa chất thủy văn - Địa chất công trình miền Bắc cho thấy hàm

lượng amoni trong nước ngầm ở Hà Nội đã vượt tiêu chuẩn cho phép nhiều lần, có

những nơi cao gấp 10 lần [19]. Đặc biệt khu vực phía Nam và Tây Nam thành phố

Hà Nội bị ô nhiễm amoni (NH4+) với hàm lượng rất cao, từ 5-25 mg/l (3,8-20

mgN/l) cụ thể là các nhà máy nước trong khu vực nội thành như Pháp Vân, Hạ

Đình, Tương Mai, Hà Đông cơ sở 1 và cơ sở 2, Kim Liên; Nam Dư và khu vực

ngoại thành bao gồm các huyện Thanh trì, Phú Xuyên, Thanh Oai, Ứng Hòa,

Thường Tín và Từ Liêm.

Sự lo ngại lớn nhất về vấn đề amoni là các sản phẩm trung gian như hợp

chất nitrit và nitrat được hình thành từ amoni trong quá trình xử lý và sử dụng nước

cấp cho ăn uống và sinh hoạt theo cơ chế sau: Trong quá trình xử lý nước, trong

2

các bể lọc luôn luôn được hình thành một cách tự nhiên các vi khuẩn

Nitrosomonas. Các vi khuẩn này chuyển hoá một phần amoni trong nước ngầm

thành các sản phẩm trung gian là nitrit. Nếu có đủ điều kiện, dưới tác dụng của một

loại vi khuẩn khác cũng được hình thành một cách tự nhiên trong bể lọc là

Nitrobacter, các sản phẩm trung gian nitrit tiếp tục được chuyển hoá thành nitrat.

Trong khi chưa đủ cơ sở để đánh giá mức độ và hướng tác hại của amoni lên cơ thể

con người thì tác hại của sản phẩm có nguồn gốc từ amoni là nitrit NO2-, nitrat

NO3- lại được biết rõ. Các chất nitrit NO2

- và nitrat NO3- là các tác nhân gây nên sự

phá hoại hồng cầu ở trẻ em và có thể là tác nhân gây bệnh ung thư.

Để thiết lập được công nghệ xử lý có khả năng hoạt động ổn định với hiệu

suất cao, phù hợp với đặc điểm sản xuất tại các vùng miền ở Việt Nam, việc nghiên

cứu quá trình động học nitrat hóa và khử nitrat (hai quá trình cơ bản của công nghệ

tách loại amoni trong nước xử lý ngầm) sẽ cung cấp những dữ kiện nền tảng cho

mục đích trên.

Công nghệ xử lý amoni trong nước ngầm thích hợp cho hoàn cảnh kinh tế và

đặc thù sản xuất nước sạch trong điều kiện của Việt Nam đòi hỏi các tiêu chí:

Hiệu quả xử lý cao (lưu lượng xử lý lớn trên một đơn vị công suất thiết bị).

Vận hành đơn giản và chi phí thấp.

Dễ nhân rộng và triển khai ngoài thực tế.

Một trong những công nghệ hiếm hoi có thể đáp ứng các tiêu chí đòi hỏi trên

là công nghệ màng vi sinh chuyển động (Moving Bed Biofilm Reactor – MBBR).

Đó là công nghệ sử dụng màng vi sinh bám trên chất mang, chất mang chuyển

động trong nước khi hoạt động. Hiệu quả xử lý của nó chỉ thấp hơn dạng kỹ thuật

lưu thể (fluidized bed reactor), cao hơn nhiều so với các kỹ thuật khác, bù lại vận

hành nó đơn giản hơn nhiều so với kỹ thuật tầng lưu thể (đòi hỏi trình độ tự động

hóa cao) và không cần thiết phải có thêm công đoạn lắng.

Phần lớn vật liệu và thiết bị liên quan đến công nghệ tầng vi sinh chuyển

động đều dễ tìm kiếm, sản xuất trong nước.

Từ thực tiễn nêu trên, Đề tài “Nghiên cứu, ứng dụng xử lý amoni trong nước

ngầm trên hệ thiết bị sử dụng vật liệu mang vi sinh chuyển động” được lựa chọn

3

cho luận án tiến sĩ này.

2. MỤC TIÊU VÀ NỘI DUNG NGHIÊN CỨU CỦA LUẬN ÁN

2.1. Mục tiêu nghiên cứu

- Nghiên cứu xử lý amoni trong nước ngầm vùng Hà Nội với hàm lượng nhỏ

hơn 25mg/L (20mgN/L) bằng quá trình Nitrat hóa (Nitrification) và khử Nitrat

(Denitrification) đồng thời trong thiết bị sử dụng vật liệu mang vi sinh chuyển động

(MBBR) với vật liệu mang dạng xốp (DHY) có diện tích bề mặt cao khoảng 6.000-

8.000 m2/m3, độ xốp lớn và trọng lượng nhẹ dễ chuyển động trong nước, trong điều

kiện không bổ sung cơ chất.

- Nghiên cứu thiết kế thiết bị xử lý sử dụng vật liệu mang vi sinh DHY dưới

dạng tích hợp bao gồm bể MBBR và bể lọc tự rửa DHK để xử lý amoni trong nước

ngầm đảm bảo tiêu chuẩn nước sạch cấp cho sinh hoạt và ăn uống với hiệu quả cao,

phù hợp với khả năng đầu tư và điều kiện vận hành ở Việt Nam.

2.2. Nội dung nghiên cứu

(1) Thu thập số liệu và khảo sát hiện trạng khai thác, dây chuyền công nghệ

xử lý của các nhà máy nước (NMN) trong vùng Hà Nội để đánh giá tổng quan về

chất lượng nước ngầm, về ô nhiễm amoni và các yếu tố ảnh hưởng như: pH, nhiệt

độ, độ kiềm, chất hữu cơ, phốt pho và đánh giá hiệu quả xử lý amoni của các dây

chuyền hiện nay.

(2) Nghiên cứu tổng quan các phương pháp xử lý amoni trong nước và thế

giới phân tích ưu nhược điểm và đưa ra các vấn đề còn tồn tại.

(3) Nghiên cứu tổng quan về xử lý amoni bằng phương pháp vi sinh để hiểu

được cơ chế xử lý, các loại vi sinh vật, yếu tố ảnh hưởng và các mô hình động học

phản ứng làm cơ sở lựa chọn mô hình thí nghiệm, phân tích đánh giá các kết quả

thu được trên mô hình thí nghiệm và mô hình thử nghiệm hiện trường.

(4) Nghiên cứu tổng quan về màng vi sinh và các công trình sử dụng kỹ

thuật màng vi sinh, đánh giá ưu nhược điểm của từng loại màng, từng loại công

trình từ đó đề xuất vật liệu mang di động sử dụng cho thiết kế hệ thiết bị xử lý

amoni trong nước ngầm Hà Nội.

(5) Nghiên cứu thực nghiệm trên mô hình phòng thí nghiệm: Thí nghiệm

theo mẻ và thí nghiệm liên tục để xác định các thông số động học như hệ số phân

hủy nội sinh kp (d-1), hiệu suất sinh khối Y (g SK/g N-NH4+), chỉ số bán bão hòa

4

amoni Ks (mgN/L), hệ số tiêu thụ cơ chất k (µ/Y). Đánh giá các yếu tố ảnh hưởng

đến quá trình nitrat hóa: amoni đầu vào, nồng độ ô xy (DO), mật độ vật liệu mang,

số ngăn bể phản ứng. Đánh giá các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình khử nitrat đồng

thời trong môi trường hiếu khí, ảnh hưởng của nồng độ cơ chất và xây dựng

phương trình thực nghiệm cho tốc độ khử nitrat riêng (U)

(6) Nghiên cứu thiết kế và xây dựng mô hình tích hợp dạng modul cho hệ

thiết bị sử dụng vật liệu mang vi sinh chuyển động với vật liệu dạng xốp DHY tại

hiện trường, chạy thử để kiểm chứng các thông số động học và xây dựng bộ số liệu

cho việc tính toán thiết kế.

3. PHẠM VI VÀ ĐỐI TƯỢNG NGHIÊN CỨU CỦA LUẬN ÁN

3.1. Phạm vi

Nước ngầm vùng Hà Nội bị ô nhiễm amoni (NH4+) với nồng độ nhỏ hơn 25

mg/L (20 mgN/L), bao gồm cả khu vực đô thị và nông thôn. Ngoài ra cũng có thể

áp dụng cho các NMN ở các vùng khác có nguồn nước bị ô nhiễm amoni bao gồm

cả nước mặt.

3.2. Đối tượng

- Vật liệu mang DHY với tiết diện bề mặt cao 6000-8000 m2/m3 với quá

trình nitrat hóa và khử nitrat đồng thời trong điều kiện hiếu khí.

- Hệ thiết bị sử dụng vật liệu mang vi sinh chuyển động (MBBR) tích hợp bể

lọc tự rửa (DHK).

4. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

4.1. Phương pháp phân tích tài liệu thứ cấp

- Thu thập các số liệu về hàm lượng amoni có trong nước ngầm.

- Đánh giá về chất lượng nước sau xử lý cho chỉ tiêu amoni, nitrit, nitrat

- Tình hình nghiên cứu kỹ thuật mang vi sinh chuyển động (MBBR) xử lý

amoni trong nước và trên thế giới.

4.2. Phương pháp nghiên cứu thực nghiệm

- Tiến hành xây dựng 2 loại mô hình thí nghiệm: Thí nghiệm theo mẻ và thí

nghiệm liên tục xử lý nitơ amoni với mẫu nước được mô phỏng từ chất lượng nước

ngầm thực tế với giới hạn nghiên cứu và biến động như sau:

+ Hàm lượng NH4+< 50mgN/L

+ Nhiệt độ giao động từ 25-30oC

5

+ Chất hữu cơ không đáng kể

+ Hàm lượng phốt pho giao động từ 0,5-1,5 mg/L

+ pH: 7,2-8,0

+ Độ kiềm trong khoảng từ 200-300 mg(CaCO3)/L

- Thí nghiệm theo mẻ: Đánh giá các ảnh hưởng của thời gian lưu, mật độ của

vật liệu mang, nồng độ ô xi, cơ chất và số lượng ngăn phản ứng từ đó đưa ra được

các thông số tối ưu cho quá trình nitrat hóa và khử nitrat.

- Thí nghiệm liên tục: Mô hình được thiết kế trên cơ sở các thông số đã tìm

được từ thí nghiệm theo mẻ để xác định các thông số động học cho quá trình nitrat

hóa và khử nitrat đối với vật liệu mang dạng xốp DHY.

- Thiết kế tích hợp bể MBBR và bể lọc tự rửa (DHK) với công suất 5m3/h

vận hành xử lý amoni để kiểm chứng các thông số động học tìm được trong phòng

thí nghiệm tại địa điểm nghiên cứu hiện trường là NMN Yên Xá huyện Thanh Trì.

4.3. Phương pháp nghiên cứu lý thuyết

- Nghiên cứu về cơ sở lý thuyết quá trình xử lý amoni bằng các phương pháp

sinh học.

- Nghiên cứu cơ sở lý thuyết xử lý sinh học bằng phương pháp màng vi sinh

chuyển động (MBBR) với các loại vật liệu mang khác nhau.

4.4. Phương pháp phân tích

- Phân tích định lượng các thông số chất lượng nước: amoni, độ pH, độ

kiềm, COD, DO, photpho, chất hữu cơ đầu vào, đầu ra theo tiêu chuẩn TCVN và

ISO.

- Đánh giá chất lượng vật liệu mang vi sinh thông qua các chỉ tiêu như: Độ

bền cơ học, ảnh chụp mao quản, xác định diện tích bề mặt.

4.5. Phương pháp tính toán và xử lý số liệu

- Số liệu thu được từ các lần thí nghiệm (3 lần cho 1 thí nghiệm) sẽ được

tổng hợp so sánh để tìm ra giá trị đặc trưng mang tính đại diện cao nhất của kết quả

thí nghiệm.

- Giải các phương trình động học để xác định các biến số và phương trình

tuyến tính phù hợp.

- Sử dụng phương pháp tuyến tính hóa vẽ đồ thị để xác định các hằng số, hệ

số hoặc các giá trị để tính toán các thông số động học.

6

- Tính toán, tổng hợp các số liệu thu được một cách có hệ thống.

- Kết quả thu được từ mô hình pilot trong phòng thí nghiệm áp dụng tính

toán thiết kế pilot thực tế và tiến hành chạy thử. Kết quả thu được sẽ được so sánh

kiểm chứng và xây dựng các công thức tính toán thiết bị xử lý sử dụng màng vi

sinh chuyển động.

5. CÁC ĐÓNG GÓP CỦA LUẬN ÁN

5.1. Tính mới của luận án

- Vật liệu mang vi sinh dạng xốp DHY có tiết diện bề mặt cao, tích hợp quá

trình nitrat hóa và khử nitrat trong cùng một bể xử lý trong điều kiện hiếu khí.

- Quá trình khử nitrat không cần bổ sung cơ chất bên ngoài, sử dụng cơ chất

từ phân hủy nội sinh.

- Thiết kế thiết bị xử lý tích hợp bể MBBR với bể DHK dưới dạng modul để

loại bỏ amoni trong nước ngầm Hà Nội.

5.2. Tính thực tiễn của luận án

Thành phố Hà Nội có khoảng gần 1,2 triệu người đang phải sử dụng nguồn

nước ngầm bị ô nhiễm amoni chiếm khoảng 17% [8]. Tình trạng ô nhiễm amoni

trong nước ăn uống và sinh hoạt tiềm ẩn nhiều nguy cơ gây bệnh tật cho người.

5.3. Đóng góp khoa học của luận án

- Xác định các thông số động học cho hệ MBBR với vật liệu mang dạng xốp

DHY có tiết diện bề mặt cao cho việc xử lý amoni trong nước ngầm.

- Khẳng định khả năng tích hợp các quá trình nitrat hóa và khử nitrat trong

cùng một bể phản ứng, tại điều kiện hiếu khí hoàn toàn.

- Xây dựng được bộ thông số thiết kế cho hệ thiết bị xử lý amoni sử dụng kỹ

thuật màng vi sinh chuyển động (MBBR) với vật liệu mang dạng xốp DHY có tiết

diện bề mặt cao.

- Kết quả nghiên cứu của luận án còn làm phong phú thêm công nghệ xử lý

nước cấp tại Việt Nam.

7

CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN VỀ XỬ LÝ AMONI TRONG NƯỚC NGẦM SỬ

DỤNG CÔNG NGHỆ MÀNG VI SINH CHUYỂN ĐỘNG

1.1. Tổng quan về hiện trạng sử dụng nước ngầm và ô nhiễm amoni vùng

Hà Nội

1.1.1. Địa chất thủy văn khu vực Hà Nội

Hà Nội nằm trên dải đứt gẫy của sông Hồng chạy dài theo hướng Tây Bắc -

Đông Nam, thuộc vùng trũng trong Châu thổ Sông Hồng. Khu vực Hà Nội có 4

thành tạo đất đá chứa nước là Halocen (qh), Pleistocen (qp), Neogen (N) và Trias

(T). Tầng chứa nước chủ yếu mà có thể khai thác công nghiệp là Pleistocen (qp)

với thành phần chủ yếu là cuội sỏi. Độ sâu tầng từ 22,5-54 m, trung bình là 38,5 m.

Chiều dày tầng chứa nước thay đổi từ 8-75 m, trung bình là 28 m.Lưu lượng khai

thác tại mỗi mỗi giếng khoan từ 80 m3/h (2000 m3/ngđ) đến 250 m3/h (6000

m3/ngđ).

Mặt cắt địa chất công trình dọc tuyến đê Hà Nội gồm 17 lớp đất khác nhau

về nguồn gốc, thành phần và có đặc tính địa chất công trình biến đổi phức tạp. Đặc

biệt là hệ tầng Thái Bình và hệ tầng Vĩnh Phúc, có đầy đủ các lớp trầm tích từ hạt

mịn đến thô, nằm đan xen không liên tục theo chiều dài tuyến đê [2].

1.1.2. Nguồn gốc amoni trong nước ngầm

Thông qua việc đánh giá hiện trạng nhiễm bẩn nguồn nước ngầm, từ đó xác

định nguồn gốc và nguyên nhân nhiễm bẩn các chất hữu cơ chứa amoni (NH4+)

xuất phát từ các yếu tố sau:

Amoni (NH4+) có nguồn gốc từ sự phân hủy các hợp chất hữu cơ tự nhiên

trong đất và trong 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

Hình 1.1. Mặt cắt địa chất thủy văn khu vực Hà Nội [2]

8

nguồn nước thải từ hệ thống vệ sinh không qua xử lý, chủ yếu là N-NH4+. Ngoài ra,

nó còn có thể có nguồn gốc tự sinh, tức là sẵn có ngay tại nguồn mà không do từ

nơi khác xâm nhập vào (Ví dụ: khu vực Văn Điển có tầng trên sạch, tầng dưới lại

tồn tại NH4+). 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 [3].

Nguồn nước ngầm được khai thác để cung cấp nước khu vực Hà Nội chủ

yếu là nguồn nước trong tầng trầm tích bở rời thuộc hai tầng chứa nước lỗ hổng

Holocen (qh) và tầng Pleistocen (qp), hai tầng chứa này có đặc điểm về địa chất là

tầng trầm tích có cấu tạo bở rời, đặc điểm về 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.

1.1.3. Tác hại của amoni trong nước sinh hoạt

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 trong nước nhờ oxi trong không khí chuyển amoni thành các nitrit ( 2NO),

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 độ NO3- trong nước uống tăng lên

đáng kể. Nguyên nhân là do việc sử dụng phân đạm vô cơ tăng, gây rò rỉ 3NO

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 đến sức khỏe với hai khả

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 chuyển oxy nữa dẫn đến hiện tượng thiếu ô xi trong máu và gây ra

9

tình trạng tím tái.

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 cần thiết chưa phát triển đầy đủ. Ở

trẻ sơ sinh, nước dạ dày ít, các khuẩn tạo ra nhiều 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 [55].

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 50mg/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 [58].

- Bệnh ung thư: Đối với người lớn, NO2- kết hợp với các amin và axit amin

trong thực 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 NO2- vào thức ăn, nước uống của chuột thỏ với

hàm lượng vượt ngưỡng cho phép thì sau một thời gian thấy những khối u sinh ra

trong gan, phổi, vòm họng và dạ dầy của chúng.

Tác hại của các hợp chất chứa Nito đối với sản xuất

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 1000 lần). Ngoài ra, nó còn làm giảm khả năng xử lý

sắt, mangan bằng công nghệ truyền thống [11].

Amoni là nguồn dinh dưỡng, tạo điều kiện cho các vi sinh vật nước, kể cả

10

tảo, phát triển nhanh, làm ảnh hưởng đến chất lượng nước thương phẩm, đặc biệt là

độ trong, mùi, vị trong nước.

1.1.4. Hiện trạng sử dụng nước ngầm thành phố Hà Nội

Hiện nay 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 m3/ngđ, trong đó công suất khai

thác nước ngầm chiếm khoảng 77% còn lại là nguồn nước mặt [6].

Bảng 1.1. Hiện trạng công suất khai thác nước mặt và nước ngầm [6]

- Toàn bộ thành phố Hà nội với dân số khoảng trên 7 triệu người [1] bao

gồm cả dân số đô thị và nông thôn. 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 994.637 m3/ngđ

trong đó nước ngầm là 764.637 m3/ngđ chiếm khoảng 77%. 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 là

2,5%.

Ngoại trừ 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

STT Các nhà máy nước Công suất (m3/ngđ)

Công suất thiết kế Công suất khai thác

A Nhà máy nước mặt 300.000 230.000

B Nhà máy nước ngầm 784.5.500 764.637

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

V Các trạm nhỏ lẻ 50.000 30.000

C Tổng cộng 1116.500 994.637

11

nhà máy xử lý nước ngầm ở Hà Nội có dây chuyền công nghệ xử lý cơ bản như

sau:

Nước thô giếng khoan Làm thoáng Lắng tiếp xúc Lọc nhanh

Khử trùng bằng Clo Bể chứa Trạm bơm tăng áp Mạng lưới tiêu thụ.

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. Chất lượng nước trước và sau xử lý của các NMN ngầm do công ty nước

sạch Hà Nội quản lý [10]

Nhà máy nước

Chất lượng nước trước và sau xử lý

pH Fe tổng, mg/L NH4+, 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

NMN Đông Anh 6,5-6,9 6,97-7,1 6,5-8,5 0,2 1,0-2,0 0,64

NMN Bắc Thăng

Long 6.7-6,8 7,05-7,2 6,5-8,5 0,18 0,2-4,0 0,05

QCVN

01:2009/BYT 6,5-8,5 ≤ 0,3 ≤ 3

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

(20,16-25,60); Tương Mai (3,70-10,08); Hạ Đình (7,21-13,65).

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

12

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.

Do sử dụng dây chuyền xử lý thông thường được áp dụng với cả Hà Nội,

không có hạng mục xử lý amoni nên hàm lượng amoni sau xử lý chỉ giảm khoảng

10-20%. Với tổng công suất của 3 NMN nêu trên đang khai thác 69.000 m3/ngđ thì

có khoảng 460.000 người đang sử dụng nước có nhiễm amoni vượt quá

tiêu chuẩn cho phép.

Bảng 1.3. Chất lượng nước trước và sau xử lý của các NMN ngầm do công ty nước

sạch Hà Đông và Sơn Tây quản lý [10]

Nhà máy nước

Chất lượng nước trước và sau xử lý

pH Fe (mg/L) Mn (mg/L) NH4+(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 6,5

NMN Hà Đông 2 6,69-7,2 7,1-7,5 17,5 0,17 0,26 0,004 15,3 13,46

NMN Sơn Tây 1 6,57-6,8 7,0-7,2 8,05 0,22 0,26 0,03 7,35 6,45

NMN Sơn Tây 2 6,7-7,1 7,2-7,5 7,85 0,18 0,30 0,05 7,40 6,56

Như vậy, 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 m3/ngđ và tổng

công suất NMN Sơn Tây là 18.000 m3/ngđ thì có khoảng 460.000 số người sử dụng

nước bị nhiễm amoni.

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

[10].

13

1.1.5. Đặc trưng chất lượng nước ngầm và hiện trạng ô nhiễm amoni trong

nước ngầm khu vực Hà Nội

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 [23].

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

Bảng 1.4. Tổng hợp amoni trong nước ngầm Hà Nội theo năm từ 2010-2014 các

nhà máy [10]

STT Địa Điểm Năm

2010 2011 2012 2013 2014

1 NMN Mai Dịch 0,11 0,11 0,12 0,12 0,12

2 NMN Ngô Sĩ Liên 1,93 1,95 1,94 1,95 1,96

3 NMN Đông Anh 1,88 1,89 1,88 1,88 1,9

4 NMN Ngọc Hà 0,32 0,32 0,33 0,33 0,34

5 NMN Bắc Thăng Long 0,28 0,29 0,29 0,31 0,31

6 NMN Yên Phụ 1,06 1,07 1,07 1,08 1,08

7 NMN Cáo Đỉnh 0,2 0,22 0,21 0,22 0,22

8 NMN Lương Yên 0,38 0,39 0,4 0,41 0,42

9 NMN Gia Lâm 1,44 1,44 1,45 1,45 1,46

10 TCN Thụy Khuê 1,22 1,23 1,22 1,23 1,24

11 NMN Nam Dư 4,69 4,68 4,69 4,71 4,76

12 NMN Kim Liên 5,22 5,23 5,23 5,21 5,24

13 NMN Pháp Vân 17,95 18,06 18,17 18,45 18,5

14 NMN Hạ Đình 13,22 13,76 13,82 13,81 13,87

15 NMN Tương Mai 12,01 12,11 12,42 12,62 12,72

16 Hà Đông cơ sở 1 11,33 11,45 12,35 13,52 13,85

17 Hà Đông cơ sở 2 15,53 16,95 17,56 18,37 18,72

*đơn vi: mg/L

- 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 < 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

14

3 <amoni < 10 mg/L, phải thêm quá trình khử nitrat khi nồng độ > 10 mg/L. Theo

kết quả tổng hợp trong bảng 1.4 có thể chia làm 3 vùng như sau:

- Vùng 1: Trong hình 1.2 thể

hiện mầu trắng, nồng độ amoni < 3

mg/L và bao gồm các NMN cụ thể sau:

Mai Dịch, Ngô Sĩ Liên, Đông Anh,

Ngọc Hà, Bắc Thăng Long, Yên Phụ,

Cáo Đỉnh, Lương Yên, Gia Lâm, Thụy

Khuê.

- Vùng 2: Trong hình 1.2 có

mầu vàng, nồng độ 3 < amoni < 10

mg/L và bao gồm các NMN cụ thể sau:

Nam Dư, Kim Liên.

- Vùng 3: Trong hình 1.2 thể

hiện mầu đỏ, nồng độ amoni > 10

mg/L và bao gồm các nhà máy nước cụ thể sau: Pháp Vân, Hạ Đình, Tương Mai,

Cở sở 1và cơ sở 2 Hà Đông.

- Bảng 1.4 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 hóa đo được trong nước ngầm Hà Nội dao động trong khoảng từ 2-

12 mgO2/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

Hình 1.2. Bản đồ phân bố amoni

thành phố Hà Nội [10]

15

nguồn cacbon vô cơ (HCO-3 và CO2) để xây dựng tế bào theo tỉ lệ khoảng 1:7

(Muốn xử lý 1 mg amoni thì cần phải có 7,14 mg kiềm làm cơ chất) [26].

Độ kiềm ở các vùng của Hà Nội có chỉ số cao và ổn định tạo điều kiện thuận

lợi cho quá trình xử lý nitrat hóa. Giá trị của độ kiềm dao động từ 100 đến 300

mg(CaCO3)/L và 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.

1.2. Các phương pháp xử lý amoni

Amoni có công thức hóa học là NH4+ là chất không độc tồn tại trong nước

ngầm. Khi được khai thác lên, tiếp xúc với oxychuyển hóa thành nitrit và nitrat là

những chất 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.

1.2.1. Xử lý amoni bằng chất oxy hoá

Trong nước thiên nhiên, amoni có thể xử lý được nhờ phản ứng oxy hoá

giữa NH4+ và Cl2. Khi cho clo vào nước, sẽ xảy ra các phản ứng sau:

NH3 + Cl2 NH2Cl + HCl (1-1)

NH2Cl + Cl2 NHCl2 + HCl (1-2)

NHCl2 + Cl2 NCl3 + HCl (1-3)

NCl3 + 2H2O NO2- + 4H+ + 3Cl- (1-4)

NO2- + Cl2 + H2O NO3

- + 2H+ + 2Cl- (1-5)

NH2Cl + NH2Cl N2 + 3H+ + 3 Cl- (1-6)

Để oxy hoá toàn bộ NH4+ bằng clo có thể viết hai phương trình tổng quát

sau:

NH3 + 4Cl2 + 3H2O NO3- + 9H+ + 8Cl- (1-7)

2NH3 + Cl2 N2 + 6H+ + 6Cl- (1-8)

Để oxy hoá 1 mg/Lamoni 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.

16

Hình 1.3. Tương quan giữa clo dư và lượng

clo cho vào nước để xử lý amoni

Phương pháp xử lý amoni bằng clo có phạm vi ứng dụng rất hẹp. Do liều

lượng clo dùng để oxy hoá amoni rất cao, gấp 10 lần, nên liều lượng clo cho vào

nước để xử lý amoni thường rất lớn, dễ 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 áp dụng để xử lý các nguồn

nước có hàm lượng amoni thấp từ

0,5-1 mg/L. Mặt khác, việc giám sát

và kiểm soát quá trình xử lý này

tương đối khó khăn do phản ứng

oxy hoá xử lý amoni bằng clo chỉ

xảy ra triệt để tại điểm gãy “Break

point” (Hình 1.3). Trước và sau

điểm gãy P “Break point” đều tạo

nên một lượng clo dư thừa nguy

hiểm. Việc định lượng clo vào nước

đòi hỏi độ chính xác cao và được

giám sát nghiêm ngặt.

Saunier (1976) [41] 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 [33,35].Một số các chất ôxy hoá mạnh khác như

ôzon O3, clodioxyt ClO2, kali permanganat KMnO4 không có hiệu quả trong việc

xử lý amoni [42,43].

17

Hình 1.4. Tương quan giữa ion amoni và

khí amoniac tại các giá trị pH và

nhiệt độ [35]

Hình 1.5. Sự phụ thuộc của hiệu quả xử lý

amoniac vào tỷ lệ nước - không khí tại các

nhiệt độ nước khác nhau

1.2.2. Xử lý amoni bằng kiềm hoá và làm thoáng

Trong môi trường nước, amoni thường tồn tại dưới dạng ion NH4+ hoà tan

do nguồn nước phần nhiều có môi truờng pH trung tính. Khi thay đổi nâng môi

trưòng pH lên cao hơn 10, amoni

chuyển từ thể dạng ion hoà tan NH4+

thành khí hoà tan trong nước NH3.

Quá trình xử lý amoni có thể thực

hiện bằng phương pháp kiềm hoá

nâng pH lên trên 10, rồi làm thoáng

để đuổi khí NH3 hoà tan ra khỏi

nước. Hình 1.4 thể hiện biểu đồ

tương quan giữa ion amoni và khí

amoniac tại các giá trị pH và nhiệt

độ khác nhau của nước [40,45].

Phương pháp xử lý amoni bằng kiềm hoá và làm thoáng có nhiều nhược

điểm. Trước hết phải dùng một

lượng lớn vôi hoặc xút để nâng pH,

sau đó lại phải dùng axít để hạ 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 amonicủa 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 2000-3700 m3 không khí cho 1 m3 nước cần xử lý ở

nhiệt độ 200C [42, 43, 45]. Hình 1.5 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 amoniăc ra khỏi nước. Trên quan điểm môi truờng thì đây là một

quá trình chuyển sự nhiễm bẩn amoni trong nước vào không khí.

18

1.2.3. Xử lý amoni bằng trao đổi ion

Phương pháp xử lý amoni và các hợp chất khác của nitơ bằng trao đổi ion đã

được nhiều tác giả nghiên cứu [6, 30, 31, 32]. 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 tự sau:

Fe+++, Al+++, Ba++, Cr++, Ca++, Cu++, Zn++, Mg++, Mn++, NH4+, Na+, H+

Từ dãy trao đổi chọn lọc trên, có thể thấy NH4+ chỉ có thể khử được bằng

phương pháp trao 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 pháp này cho hiệu quả xử lý rất cao (có thể lên tới 99%) và ổn

định, cơ chế xử lý rất đơn giản. Tuy nhiên, chu kỳ hoạt động lại phụ thuộc vào hàm

lượng amoni đầu vào, hàm lượng càng lớn thì chu kỳ hoạt 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/m3

vật liệu zeolit/lần. Như vậy chi phí cho 1 lần hoàn nguyên rất lớn, khoảng 1,5 triệu

đồng/m3 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/m3. Với chi

phí này hoàn toàn không phù hợp với điều kiện thực tế của nước ta [20].

1.2.4. Xử lý amoni bằng thực vật

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, 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 [11].

19

1.2.5. Quá trình ANAMMOX

(Anaerobic Ammonium Oxidation)

Anammox [37, 40] là quá trình

oxy hóa amoni yếm khí trong đó amoni

và nitrit được oxy hóa một cách trực tiếp

thành khí N2, với amoni là chất cho điện

tử, còn nitrit là chất nhận điện tử để tạo

thành khí N2 theo phương trình phản ứng:

4 2 3 2 3 2 0,5 0,15 2NH 1,32 NO 0,066 HCO 0,13 H 1,02 N 0,26 NO 0,066 CH O N 2,03 H O (1-9)

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 ứng

Anammox được đề nghị. Đầu tiên vi khuẩn anammox khử nitrit (NO2-) thành

hydroxilamin (NH2OH), sau đó hydroxilamin và amoni ngưng tụ thành hydrazine

(N2H4) và nước. Cuối cùng hydrazine bị oxy hóa thành N2 và electron lại được tái

sử dụng 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 anammox tỷ lệ hàm lượng giữa

nitrit và amoni đầu vào là khoảng 1,3 và cần nguồn cacbon vô cơ, vì vậy phải bổ

sung HCO3-.

Sự kết hợp hai quá trình nitrat hóa bán phần và quá trình anammox, 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

Hình 1.6. Quá trình ANAMMOX

20

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 nghĩa lớn.

1.2.6. Quá trình SHARON (Single

reactor High activity Ammonium

Removal Over Nitrite)

Quá trình SHARON [36, 37] liên

quan đến quá trình nitrat hóa một phần,

sản phẩm chính của quá trình là 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 nitơ 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 bất

kỳ một 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 bởi các vi khuẩn oxy hóa amoni trong điều kiện không lưu

trữ bùn, với nhiệt độ 30 - 400C và pH = 7-8. Bể phản ứng được vận hành theo chu

kỳ 2 giờ là 80 phút hiếu khí (nitrit hóa) và 40 phút kị khí (khử nitrit).

1.2.7. Xử lý amoni bằng phương pháp sinh học truyền thống

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 nhiễm amoni.

Quá trình Nitrat hóa

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 triển của vi khuẩn xử lý amoni là nguồn cacbon có từ

các ion bicacbonat HCO3- trong nước, oxy hoà tan và phốt pho.

Hình 1.7. Quá trình SHARON

21

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, chúng sống trong

một quần thể, trong môi trường nuôi cấy, chúng có xu hướng định cư trên bề mặt

và phát triển thành cụm. Nhóm đầu tiên oxy hóa amoni thành nitrit là nhóm vi

khuẩn nitrit hóa, nhóm thứ hai là nhóm oxy hóa nitrit thành nitrat là nhóm vi khuẩn

nitrat hóa.

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. Cả hai đều là vi khuẩn hiếu khí tự dưỡng tức là chúng

tự tổng hợp tế bào bằng cacbon từ hợp chất vô cơ (như CO2, HCO3-).

Phản ứng xử lý amoni bằng sinh học (nitrification) được chia làm hai giai

đoạn:

Giai đoạn nitrit hoá: Trong giai đoạn này amoni được oxy hóa thành nitrit

NO2- bởi vi khuẩn có tên là Nitrosomonas:

55 NH4+ + 5 CO2 + 76 O2 C5H7O2N + 54 NO2

- + 52 H2O + 109 H+ (1-10)

Giai đoạn nitrat hoá: Đây là giai đoạn oxy hoá nitrit NO2- thành nitrat NO3

-

bởi loại vi khuẩn Nitrobacter.

NH4+ + 400 NO2

- + 5 CO2 + 195 O2 + 2H2O C5H7O2N + 400 NO3- + H+ (1-11)

Quá trình nitrification bởi các vi khuẩn Nitrosomonas và Nitrobacter có thể

viết viết dạng công thức tổng quát sau:

NH4+ +1,98HCO3

- +1,83O2 0,021C5H7O2N + 0,98NO3- +1,041H2O +1,88H2CO3

(1-12)

(Trong đó C5H7O2N là công thức hoá học của tế bào vi khuẩn)

Từ hai phương trình trên, cho thấy oxy là một thông số quyết định quá trình

xử lý amoni bằng sinh học và qua quá trình xử lý sinh học, nguồn nước bị axít hoá

làm pH giảm. Lượng ô xy cần thiết là 4,57g O2 cho 1g N-NH4+ được nitrat hóa.

Trong quá trình nitrat hóa, một phần năng lượng (80%) được giải phóng bởi

quá trình oxy hóa amoni thành nitrit sử dụng để cố định CO2, một phần khác được

22

sử dụng để tổng hợp tế bào (2 - 11% cho vi sinh vật Nitrobacter) [11, 14, 34] và

phần còn lại là một dạng của lưu trữ lại. Điều này giải thích lý do vì sao hiệu suất

sinh khối của quá trình nitrat hóa nhỏ. Tuy hàm lượng nitơ trong tế bào cao tới

khoảng 12% của khối lượng khô (tính theo protein thô là khoảng 72%) nhưng do

mật độ của vi sinh thấp, tốc độ sinh sản chậm nên sự suy giảm amoni trong nước do

hình thành tế bào không đáng kể. Hiệu suất sinh khối tối đa của vi khuẩn nitrat hóa

cho tổng quá trình nitrat hóa là 0,1 - 0,15 g SK/ gN-NH4+so với giá trị 0,6 - 0,7 đối

với vi khuẩn hiếu khí dị dưỡng [26].

Bảng 1.5. Thông số động học đặc trưng của vi sinh vật tự dưỡng trong quá trình

nitrat hóa [21]

Hệ số Cơ sở Giá trị

Trung bình Điển hình

Nitrosomonas

µmax d-1 0.3-2.0 0.7

Ks NH4+-N, mg/L 0.2-2.0 0.6

Nitrobacter

µmax d-1 0.4-3.0 1.0

Ks NO2- -N, mg/L 0.2-5.0 1.4

Tổng thể

µmax d-1 0.3-3.0 1.0

Ks NH4+mg/L 0.2-5.0 1.4

Y mg SK/mg N-NH4+ 0.1-0.3 0.2

kd d-1 0.03-0.06 0.05

Quá trình xử lýamoni bằng phương pháp sinh học phụ thuộc vào nhiều yếu

tố như lượng oxy hoà tan, pH, độ kiềm, cấu tạo các thông số kỹ thuật của công

trình, nhiệt độ nước.

Ảnh hưởng của nhiệt độ

Mặc dù có thể phát triển trong vùng nhiệt độ 4 - 500C, nhưng khoảng nhiệt

độ tối ưu cho vi sinh Nitrifier phát triển là vùng 30 - 360C. Tốc độ phát triển riêng

cực đại của Nitrifier phụ thuộc vào nhiệt độ theo nhiều nghiên cứu được thống kê

trong bảng 1.6.

23

Bảng 1.6. Sự phụ thuộc của μm vào nhiệt độ theo nhiều kết quả nghiên cứu [23,24]

Tác giả Quan hệ giữa

μm và nhiệt độ.

Giá trị μm tại nhiệt độ (d-1)

100 150 200

Downing (1964) 15098,047,0 Te 0,29 0,47 0,77

Downing & Hopwood(1964) 15116,018,0 Te 0,10 0,28 0,32

Hulman (1971) 20033,010.50,0 T 0,23 0,34 0,50

Barnard (1975) 20127,1.33,0 T 0,10 0,28 0,37

Painter &Loveless (1983) 150729,0.18,0 Te 0,12 0,18 0,26

Becan (1979) 0,27

Hall & Murphy (1980) 0,46

Lawrence & Brown (1976) 0,50

Ảnh hưởng của pH

Sự phụ thuộc của tốc độ sinh trưởng vào pH của môi trường đã được nhiều

tác giả nghiên cứu rất kỹ, quá trình nitrat hóa xảy ra trong môi trường kiềm nhẹ

(pH 7,2 – 9,0), pH tối ưu nằm trong một khoảng khá rộng xung quanh (pH 7,6 –

8,6). Dưới giá trị tối ưu, tốc độ nitrat hóa giảm nhanh và dừng hẳn ở pH < 5 hoặc

pH > 10. Tốc độ nitrat hóa tại pH = 7 chỉ bằng 50% so với nó tại pH =8. Có nghiên

cứu cho thấy trong khoảng pH 7,2 – 8,0, tác động của pH lên tốc độ nitrat hóa

không nhiều, dưới pH 7,2 thì tốc độ giảm tuyến tính cùng với pH. Cũng có kết quả

nghiên cứu cho biết, quá trình nitrat hóa xảy ra thuận lợi trong vùng pH 7,0 – 9,4,

dừng hẳn tại pH = 6,3.

Oxy

Về hình thức thì các yếu tố ức chế có tác động làm giảm tốc độ phát triển

riêng của vi sinh (μ) hoặc làm tăng Chỉ số bán bão hòa (KN) trong phương trình (1-

13). So sánh với vi sinh dị dưỡng, tốc độ phát triển riêng của vi sinh tự dưỡng thấp

hơn vài lần, Chỉ số bán bão hòa cũng nhỏ hơn rất nhiều. Hai đặc trưng trên chứng

tỏ “sự yếu thế” của vi sinh tự dưỡng khi phải cùng tồn tại trong một môi trường với

vi sinh dị dưỡng. Nguồn cơ chất mà cả hai loại vi sinh sử dụng là oxy.

Giá trị KDO của vi sinh tự dưỡng cao hơn so với của vi sinh dị dưỡng mang ý

nghĩa là khi nồng độ oxy giảm thì thành phần DOKDO

DO

trong phương trình (1-13)

24

sẽ giảm nhanh hơn cho trường hợp của vi sinh tự dưỡng, đồng nghĩa với mức độ

chịu tác động tiêu cực mạnh hơn của vi sinh tự dưỡng khi nồng độ oxy giảm. Kết

quả nghiên cứu cho thấy, nồng độ oxy hòa tan cao hơn 2 mg/L không có tác dụng

thúc đẩy thêm sự phát triển của vi sinh tự dưỡng, nhưng nếu thấp hơn 0,5 mg/L thì

gây ra mức độ sụt giảm rất mạnh. Ảnh hưởng của nồng độ oxy tan lên sự phát triển

của vi sinh còn phụ thuộc vào nhiệt độ: với mức 1,0 mg/L, tốc độ phát triển của vi

sinh thấp hơn so với tốc độ phát triển ở mức bão hòa oxy; cũng tại 1,0 mg/L tốc độ

phát triển của vi sinh chỉ đạt 79, 80, 70 và 58% tại các nhiệt độ 20, 23,7, 29 và

350C so với tại mức bão hòa [23].

Nhìn chung, ảnh hưởng của oxy lên tốc độ phát triển của vi sinh tuân theo

mối tương quan (1-13), giá trị KDO theo khuyến cáo của nhóm mô hình hóa của tổ

chức hiệp hội quốc tế nghiên cứu và kiểm soát ô nhiễm nước là 1,0 mg/L. Các kết

quả nghiên cứu khác đưa ra những giá trị khác nhau khá lớn, nằm trong khoảng

0,15 – 2,0 mg/L và tăng theo nhiệt độ. Ảnh hưởng của nhiệt độ lên sự phát triển của

vi khuẩn oxy hóa amoni (Nitrosomonas) và oxy hóa nitrit (Nitrobacter) cũng khác

nhau thể hiện ở giá trị KDO. Giá trị KDO đối với Nitrosomonas nằm trong khoảng

0,3 – 0,5 mg/L, trong khi đối với Nitrobacter 0,72 – 0,84 mg/L, đối với bùn hoạt

tính (cả hai loại trên) thì có tác giả đề nghị 0,45 – 0,56 và tác giả khác đề nghị 2,0

mg/L [23, 24].

So với Nitrosomonas,Nitrobacter dễ nhạy cảm với oxy hơn: ngừng hoạt

động với mức 0,5 mg/L và cũng bị ức chế trong trường hợp nồng độ oxy cao [48].

Thời gian lưu tế bào dài là điều kiện cho quá trình nitrat hóa xảy ra trong

điều kiện hoạt động với nồng độ oxy thấp. Trong kỹ thuật bùn hoạt tính, nồng độ

oxy tan trong vận hành được duy trì trong khoảng 0,5 - 2,5 mg/L để thực hiện nitrat

hóa, phụ thuộc vào thời gian lưu tế bào, tải lượng hữu cơ và đặc trưng của

tập hợp keo tụ.

Động học quá trình nitrat hóa

Oxy hóa amoni gồm hai phản ứng kế tiếp nhau nên tốc độ oxy hóa của cả

quá trình bị khống chế bởi giai đoạn có tốc độ chậm hơn. Tuy hiệu suất sinh khối

của Nitrosomonas cao hơn so với của Nitrobacter nhưng tốc độ phát triển của

Nitrosomonas chậm hơn so với Nitrobacter và vì vậy nồng độ nitrit thường rất thấp

trong giai đoạn ổn định, chứng tỏ giai đoạn oxy hóa từ amoni thành nitrit là bước

25

quyết định tốc độ phản ứng oxy hóa đối với một hệ xử lý hoạt động bình thường.

Vì lý do đó, trong khi tính toán theo mô hình động học người ta chỉ sử dụng các

thông số liên quan đến loại vi sinh Nitrosomonas đặc trưng cho quá trình oxy hóa

amoni.

Động học của sự phát triển hay suy giảm của vi sinh vật có thể được mô tả

bằng nhiều mô hình khác nhau, nhưng phổ biến nhất là phương trình Monod.

Tốc độ phát triển của vi sinh vật tự dưỡng tuân theo qui luật động học

Monod đối với từng yếu tố ảnh hưởng hay đối với từng loại cơ chất cần thiết cho vi

sinh vật.

Tốc độ phát triển của vi sinh vật tự dưỡng không những phụ thuộc vào nhu

cầu đối với thức ăn hay cơ chất (N,O) mà còn phụ thuộc vào các yếu tố vận hành

khác như nhiệt độ, pH và các yếu tố ức chế khác trong quá trình xử lý. Tuy nhiên,

khi nghiên cứu về xử lý nước ngầm, các yếu tố môi trường thường khá ổn định,

trong khoảng phù hợp với sự sinh trưởng và phát triển của vi sinh vật, phương trình

động học không xét đến ảnh hưởng của các yếu tố đó.

Hai yếu tố (cơ chất) có ảnh hưởng quan trọng đến tốc độ sinh trưởng của vi

sinh tự dưỡng là nồng độ amoni và oxy hòa tan, chúng tác động lên tốc độ sinh

trưởng của vi sinh theo dạng quy luật hàm Monod [55]:

DONN

N

mKDO

DO

KS

S.. (1-13)

Trong đó:

, m: Hằng số phát triển riêng và cực đại của vi sinh tự dưỡng.

SN : Nồng độ amoni,

DO : Nồng độ oxy hòa tan,

KN, KDO: Chỉ số bán bão hòa của amoni và của oxy.

Trong phương trình (1-13) chứa ba thông số động học: m, KN và KDO. Giá

trị của cả KN và KDO thu được từ thực nghiệm biến động trong khoảng rộng: KDO

nằm trong khoảng 0,15 – 2,0 mg O2/l, KN từ 0,256 – 1,84 mg 4NH N /l [25].

Đại lượng thời gian lưu tế bào của vi sinh liên quan trực tiếp với hoạt tính vi

sinh (μ hay μ’), hai đại lượng trên tỷ lệ nghịch với nhau. Hai đại lượng quan hệ với

nhau:

26

,

p

c

1

k

1

(1-14)

Trong đó, kp là hệ số phân hủy nội sinh, do có giá trị thấp hơn nhiều so với μ

nên có thể bỏ qua (μ’ = μ – kp)

Tốc độ oxy hóa amoni (tiêu thụ cơ chất) (k) liên hệ với hệ số phát triển riêng

của vi sinh:

.

Y

1k (1-15)

Hệ số tiêu thụ cơ chất (k) được định nghĩa là lượng amoni được oxy hóa

trong một ngày trên một đơn vị sinh khối (gN-NH4+/g.d).

Cũng tương tự như vi sinh vật dị dưỡng, hoạt tính của vi sinh vật tự dưỡng

được thể hiện qua thời gian lưu tế bào, thời gian lưu tế bào cần đạt một giá trị tối

thiểu nào đó (lớn hơn so với loại dị dưỡng) thì hệ xử lý mới phát huy tác dụng. Để

tính thời gian lưu tế bào tối thiểu cho vi sinh vật tự dưỡng sử dụng công thức:

pp

t,c

kkk.Y1

(1-16)

– kp là hệ số tốc độ phát triển riêng thực của vi sinh tự dưỡng, kp là hằng

số phân hủy nội sinh. Trong thực tế khi thiết kế hệ xử lý, thời gian lưu tế bào được

chọn ít nhất gấp đôi giá trị c,t, thông qua giá trị hệ số an toàn F [21,53,54]:

c c,tθ =θ .F (1-17)

Giá trị F đối với trường hợp xử lý với tải lượng cao được chọn trong khoảng

từ 2 đến 10 [54]

Thời gian lưu tế bào có mối quan hệ với mật độ sinh khối (X) và hiệu suất

sinh khối thực (đã trừ đi phần phân hủy nội sinh, Y’) và thời gian lưu thủy lực (θ)

khi sử dụng kỹ thuật xử lý huyền phù:

'

.

Y

Xc

(1-18)

Thể tích của bể xử lý tính từ thời gian lưu thủy lực (V

Q ):

X

Q.Y.V

'

c (1-19)

27

Quá trình khử nitrat

Quá trình xử lý nitrat bằng phương pháp sinh học xảy ra nhờ sự hoạt động

của các vi khuẩn tự dưỡng (Autotrophic Bacteria) hoặc vi khuẩn dị dưỡng

(Heterotrophic bacteria). Quá trình làm sạch nitrat bằng các vi khuẩn tự dưỡng tuỳ

theo chất cho thêm vào nước là hydro H2 hay lưu huỳnh S sẽ xảy ra theo các

phương trình phản ứng sau:

2NO3- + 5H2 4H2O + N2 + 2OH- (1-20)

5S + 6NO3- + 2H2O 3N2 + 5SO4

2- + 4H+ (1-21)

Các vi khuẩn nhận năng lượng cho hoạt động phát triển của các tế bào từ

nguồn dinh dưỡng lấy từ các hợp chất chứa cacbon.

Trong trường hợp chất dinh dưỡng là rượu ethanol (C2H5OH), phản ứng sinh

học khử nitrat xảy ra theo phương trình sau:

12 NO3- + 5 C2H5OH 6 N2 + 10 CO2 + 9 H2O + 12 OH- (1-22)

Trong trường hợp dinh dưỡng dùng axit axetic (CH3 COOH), phản ứng sinh

học khử nitrat xảy ra theo phương trình:

8 NO3- + 5 CH3 COOH 4 N2 + 10 CO2 + 6 H2O + 8 OH- (1-23)

Trong trường hợp dinh dưỡng là chất hữu cơ (C18H19O9N), phản ứng sinh

học khử nitrat xảy ra theo phương trình:

18 19 9 3 2 2 3 4 2

1 1 1 1 17 1 1 1C H O N NO H N CO HCO NH H 0

70 5 5 10 70 70 70 5

(1-24)

Ảnh hưởng của cơ chất

Cơ chất cho quá trình khử nitrat là các chất khử, chất có khả năng nhường

điện tử cho nitrat (chất oxy hóa), bao gồm chất hữu cơ và chất vô cơ (hydro, lưu

huỳnh, sunfua, 2Fe ).

Trong hệ khử nitrat, mức độ tiêu hao chất khử phụ thuộc vào sự có mặt và

nồng độ của các chất nhận điện tử (chất oxy hóa) trong hệ: oxy hòa tan, nitrat, nitrit

và sunfat. Trong các hợp chất trên thì oxy hòa tan có khả năng phản ứng tốt nhất

với các chất khử vì trong hệ luôn tồn tại cả loại vi sinh vật dị dưỡng hiếu khí hoặc

phần lớn loại vi sinh Denitrifier có khả năng thay đổi quá trình trao đổi chất từ

phương thức sử dụng oxy sang nitrat [25]. Vi sinh vật chỉ sử dụng đến nitrat và

nitrit khi môi trường đã cạn kiệt nguồn oxy hòa tan. Mức độ cạnh tranh về phương

28

diện sử dụng chất cho điện tử để khử nitrat và nitrit là ngang nhau. Oxy hóa với

sunfat khó hơn nên phản ứng giữa sunfat với chất hữu cơ chỉ xảy ra khi oxy tan,

nitrit, nitrat đã bị tiêu thụ hết.

Các chất hữu cơ mà vi sinh Denitrifier có thể sử dụng khá đa dạng: từ nguồn

nước thô, các hợp chất hóa học xác định được đưa từ ngoài vào hoặc các chất hữu

cơ hình thành từ phân hủy nội sinh. Một số chất và nguồn hữu cơ có thể sử dụng là:

axeton, axit axetic, etanol, metanol, đường glucose, gỉ đường, metan, siro hoa quả,

nước thải giàu thành phần COD. Khi không có nguồn hữu cơ rẻ tiền từ nước thô

hoặc từ các phế phẩm thì metanol và axit axetic là loại được ưa dùng. Để khử nitrat

cho nước sinh hoạt có thể dùng ethanol và khí hydro [25].

Trong quá trình khử nitrat, cả nitrat và chất hữu cơ đều bị tiêu thụ. Mức độ

tiêu thụ chất hữu cơ được thể hiện qua tỷ lệ N/C: NNO3 /COD hoặc theo

NNO3 / BOD. Tính toán nhu cầu chất hữu cơ cho quá trình khử nitrat chỉ có tính

chặt chẽ ở mức độ nào đó đối với kỹ thuật khử nitrat riêng biệt, vì ít nhất một lượng

chất hữu cơ có nguồn gốc từ phân hủy nội sinh tham gia phản ứng. Khi sử dụng

nguồn carbon từ nước thải (kỹ thuật xử lý cùng hệ bùn) thì việc xác định nhu cầu

carbon sẽ phức tạp hơn [50,51,52].

Trong một hệ thống khử nitrat, chất hữu cơ bị tiêu hao vào các quá trình:

chuyển hóa nitrat, nitrit thành khí N2, xây dựng tế bào vi sinh và oxy hóa với oxy

hòa tan. Cung cấp vừa đủ lượng chất hữu cơ cho các quá trình trên chỉ có thể tính

toán gần đúng vì vậy cần được theo dõi và điều chỉnh khi vận hành hệ thống xử lý.

Phương pháp tính toán nhu cầu chất hữu cơ được trình bày chi tiết trong tài

liệu [15], tuy vậy có thể áp dụng công thức tương đối đơn giản để tính, ví dụ từ tài

liệu [3]: lượng chất hữu cơ cần để khử nitrat là 2,86 gCOD/g NNO3 , khử nitrit

bằng 0,6, khử oxy bằng 0,35 lượng chất hữu cơ so với khử nitrat. Lượng chất hữu

cơ tổng (mS) tiêu thụ cho cả ba chất oxy hóa: nitrat, nitrit và oxy tính theo COD của

chất hữu cơ có dạng (chưa tính cho tổng hợp tế bào):

S 3 2 2m 2,86[1,0NO N 0,6NO N 0,35O ] (1-25)

Nồng độ nitrat, nitrit tính theo nitơ trong nitrat và nitrit.

Phương trình tính nhu cầu chất hữu cơ (1-25) cho quá trình khử nitrat với sự

có mặt đồng thời ba chất oxy hóa: nitrat, nitrit và oxy được thành lập trên cơ sở

29

phân tích sau:

Để khử 14 g nitơ trong hợp chất nitrat từ hóa trị +5 về 0 cần 5 mol điện tử,

mỗi mol điện tử vì vậy sẽ khử được 2,8 g NNO3 (14/5). Các chất hữu cơ có số

oxy hóa không cố định, phụ thuộc vào tỷ lệ C/N/H trong phân tử, tuy nhiên khả

năng cho điện tử của chúng có thể đánh giá qua đặc trưng COD, cứ 8 g tính theo

COD sẽ nhường 1 mol điện tử (phân tử lượng của oxy là 32 khi chuyển về 2O thì

nhận 4 mol điện tử). Vậy để khử 14 g NNO3 cần một lượng COD tương ứng là

40 g (325/4). Lượng chất chất hữu cơ để khử nitơ trong nitrat là 40/14 = hay 8/2,8

= 2,86 g/g.

Tương tự như vậy, để khử 14 g nitơ trong hợp chất nitrit cần 3 mol điện tử,

tương ứng với 4,67 g NNO2

/mol điện tử hoặc 4,67 g NNO2

/8 g COD. Tỷ lệ

tiêu hao chất hữu cơ để khử nitrit tính theo nitơ là 1,71g/g (8/4,67). Chất hữu cơ

tính theo COD để khử oxy sẽ tương ứng là 1/1.

Nhu cầu chất hữu cơ tiêu hao cho quá trình khử nitrat, nitrit và oxy trong

biểu thức (1-25) chỉ thể hiện lượng chất khử cho phản ứng sinh hóa. Lượng chất

hữu cơ tiêu thụ cho cả tổng hợp tế bào (vi sinh dị dưỡng) có thể qui về cho quá

trình khử nitrat với một tỉ lệ tăng nhất định nào đó:

NNO.C.86,2m 3T,S (1-26)

C là hệ số (C >1) có giá trị biến động tùy thuộc vào bản chất của chất hữu cơ

và hiệu suất sinh khối thực của quá trình (phụ thuộc vào thời gian lưu tế bào), C có

giá trị 1,1 – 2,1 [23, 24].

Ảnh hưởng của ôxy

Ngoài yếu tố cạnh tranh cơ chất để oxy hóa chất hữu cơ của vi sinh hiếu khí

dị dưỡng, sự có mặt của oxy sẽ ức chế hoạt động của Denitrifier ở chỗ nó thúc đẩy

sự phát triển của vi sinh hiếu khí dị dưỡng, giống vi sinh có tốc độ phát triển cao

hơn và vì vậy xảy ra sự cạnh tranh về không gian sinh tồn và nguồn thức ăn (cùng

loại cho cả hai).

Nồng độ oxy có tác động trực tiếp là oxy ở bên trong tập hợp keo tụ hoặc ở

trong màng vi sinh chứ không phải là oxy trong chất lỏng có thể đo được.

Trong phương trình Monod, ảnh hưởng tích cực của một loại cơ chất nào đó

30

lên tốc độ phát triển của vi sinh có dạng tiệm cận: I

I 0I

S

S K. Do oxy là tác nhân ức

chế tốc độ phản ứng khử nitrat nên chúng có tác động ngược lại: nồng độ oxy càng

cao thì mức độ ức chế càng lớn, vì thế có thể sử dụng mối quan hệ:

DOK

K

)NO(DO

)NO(DO

3

3

(1-27)

Để đánh giá mức độ ức chế của oxy đối với tốc độ khử nitrat. )( 3

NODOK là chỉ

số bán bão hòa của oxy có tác động ức chế khử nitrat với ý nghĩa tương tự như các

chỉ số bán bão hòa khác (tốc độ giảm 50% tại nồng độ đó). Giá trị của hệ số trên

thay đổi phụ thuộc vào điều kiện cụ thể của hệ xử lý.

Trong hệ bùn hoạt tính hệ số trên có giá trị thấp hơn so với hệ lọc màng sinh

học, trong cùng hệ bùn hoạt tính, giá trị của hằng số giảm khi kích thước của tập

hợp keo tụ vi sinh giảm. Giá trị của )( 3

NODOK dùng để tính toán cho quá trình khử

nitrat thường là giá trị của chính nó đối với quá trình hiếu khí (0,1 – 0,5 mg O2/l)

[25].

Số liệu đánh giá tính năng ức chế của oxy lên quá trình khử nitrat phản ánh

trong từng điều kiện cụ thể: nồng độ 0,2 mg/L trở lên ức chế nitrat hóa đối với hệ

thuần chủng vi sinh Pseudomonas trong xử lý nước thải sử dụng kỹ thuật bùn hoạt

tính; tốc độ khử nitrat giảm với nồng độ cao hơn 0,13 mg/L hoặc 0,3 – 0,8 mg/L

trong mương oxy hóa bốn kênh; 0,5 mg/L trong kỹ thuật bùn hoạt tính; 0,3 – 1,5

mg/L trong kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn [23].

Ảnh hưởng của pH.

Một lượng kiềm hình thành trong quá trình khử nitrat, bằng khoảng 50 % so

với lượng kiềm tiêu hao cho phản ứng nitrat hóa (7,14 g/g NH4 tính theo CaCO3

tiêu hao, quá trình khử nitrat sản sinh ra một lượng kiềm 3,57 g/g NNO3 ) nên pH

của môi trường phản ứng tăng trong quá trình diễn biến khử nitrat [47].

Cũng giống các quá trình xử lý sinh học khác, khoảng pH tối ưu cho quá

trình khử nitrat nằm trong một khoảng khá rộng: từ 6.5 - 8, ngoài vùng tối ưu tốc

độ khử nitrat giảm nhanh [47].

Tại pH 10 và pH 6 tốc độ khử nitrat chỉ còn lại vài phần trăm so với vùng

tối ưu. Vi sinh Denitrifier có khả năng thích nghi với môi trường pH với nhịp độ

31

chậm.

Trong vùng pH thấp có khả năng xuất hiện các khí có độc tính cao đối với vi

sinh vật từ quá trình khử nitrat như N2O, NO. Chúng có khả năng đầu độc vi sinh

vật với nồng độ thấp.

Ảnh hưởng của nhiệt độ.

Ảnh hưởng của nhiệt độ lên quá trình khử nitrat tương tự như đối với quá

trình xử lý hiếu khí của vi sinh vật tự dưỡng: tốc độ tăng gấp đôi khi tăng thêm

10oC trong khoảng nhiệt độ 5 - 25oC. Quá trình khử nitrat cũng có thể xảy ra trong

vùng nhiệt độ 50 - 60oC, mặc dù ít được sử dụng trong thực tế. Trong điều kiện

nhiệt độ cao, tốc độ khử nitrat cao hơn khoảng 50% so với tại 35oC [25].

Ảnh hưởng của chất hữu cơ.

Bản chất của chất hữu cơ cũng ảnh hưởng đến tốc độ khử nitrat: các chất

hữu cơ tan, dễ sinh hủy tạo điều kiện tốt thúc đẩy tốc độ khử nitrat. Nhiều kết quả

nghiên cứu cho thấy tốc độ khử nitrat tăng dần khi sử dụng chất hữu cơ từ phân hủy

nội sinh, từ nguồn nước thải và chủ động đưa vào hệ như metanol, axit axetic [43].

Tuy nhiên cũng có rất nhiều nghiên cứu cho thấy nguồn hữu cơ từ nhiều loại nước

thải (lên men, bia, rượu) thúc đẩy tốc độ khử nitrat mạnh hơn so với metanol [23].

Yếu tố kìm hãm quá trình khử nitrat.

Tuy loại vi sinh Denitrifier ít bị ức chế bởi các loại độc tố nhưng vẫn là vấn

đề cần quan tâm. Oxy có tác dụng ức chế enzym khử nitrit (nitrit redutase) và vì

vậy làm giảm tốc độ khử nitrit. Oxy cũng là tác nhân ức chế enzym khử nitrat với

mức độ mạnh hơn so với enzym khử nitrit. Bằng chứng từ thí nghiệm cho thấy: với

hệ khử nitrat tĩnh đang hoạt động nếu đưa thêm oxy vào hệ sẽ xuất hiện hiện tượng

tích lũy nitrit và nếu ngừng cấp oxy và sục khí argon vào hệ thì hiện tượng tích lũy

nitrit cũng dừng lại. Nồng độ oxy hòa tan phát huy tác dụng kìm hãm khi nó đạt

trên 13 % so với mức oxy bão hòa trong nước.

Nitrit cũng là yếu tố kìm hãm tốc độ khử nitrat: tại pH = 7, nồng độ

NNO2

> 14 mg/L bắt đầu ức chế quá trình vận chuyển chất của vi sinh vật và làm

dừng quá trình khi nồng độ đạt 350 mg/L [23].

32

Động học quá trình khử nitrat

Hai mô hình động học có thể sử dụng để mô tả quá trình khử nitrat: tốc độ

sinh trưởng của vi sinh hay tốc độ tiêu thụ của cơ chất, tương tự như trong trường

hợp xử lý hiếu khí.

Sự khác biệt giữa quá trình xử lý chất hữu cơ (cơ chất) trong điều kiện hiếu

khí so với quá trình khử nitrat là ở thành phần thu nhận điện tử: oxy trong trường

hợp đầu và nitrat trong trường hợp sau. Trong trường hợp xử lý hiếu khí, nồng độ

oxy có giá trị thấp hơn nhiều (1 – 2 mg/L) so với nồng độ của chất hữu cơ (BOD

vài trăm mg/L). Tương tự như vậy, nồng độ nitrat (với tư cách là chất oxy hóa) có

khả năng kiểm soát tốc độ tiêu thụ chất hữu cơ cũng rất nhỏ, chỉ khoảng 0,1 mg/L

[21], tức là nó chỉ tác động đến tốc độ oxy hóa chất hữu cơ hay khử nitrat nếu nồng

độ nitrat thấp hơn giá trị trên. Trong thực tế, nồng độ nitrat trong nước thải lớn hơn

nhiều so với 0,1 mg/L, nó luôn là yếu tố dư thừa cho phản ứng khử nitrat, nói cách

khác thì tốc độ khử nitrat không phụ thuộc vào nồng độ của nitrat (phản ứng bậc 0

đối với nitrat) mà phụ thuộc vào nồng độ của chất hữu cơ. Tốc độ khử nitrat phụ

thuộc vào nồng độ chất hữu cơ, tỷ lệ thuận với nó (phản ứng bậc 1).

Tốc độ khử nitrat phụ thuộc vào dạng và nồng độ của chất hữu cơ. Chất hữu

cơ có tính sinh hủy cao thúc đẩy tốc độ phản ứng khử nitrat. Tốc độ khử nitrat bị

chi phối rất mạnh bởi nồng độ oxy hòa tan, nhiệt độ và dạng kỹ thuật phản ứng.

Tốc độ khử nitrat riêng tính theo phương trình:

.X

NNU 0

(1-28)

Mô hình kinh nghiệm

Phần lớn các mô hình kinh nghiệm được xây dựng trên cơ sở phản ứng bậc 0

đối với nitrat và chất hữu cơ hoặc bậc 1 đối với nồng độ sinh khối. Một số mô hình

kinh nghiệm thì dựa trên tải lượng hoặc thời gian lưu tế bào [23].

Khi sử dụng nguồn chất hữu cơ từ dòng vào (khử nitrat đặt trước nitrat hóa),

các kết quả nghiên cứu cho thấy tốc độ khử nitrat thay đổi rõ rệt theo ba giai đoạn,

phụ thuộc vào tính chất sinh hủy của nguồn carbon. Trong giai đoạn đầu, tốc độ

khử nitrat xảy ra nhanh do sử dụng nguồn carbon dễ sinh hủy, giai đoạn tiếp theo

33

chậm hơn do nguồn carbon khi đó thuộc loại không tan hay có cấu trúc phức tạp

khó sinh hủy và bước cuối cùng chậm nhất liên quan đến nguồn hữu cơ từ quá trình

phân hủy nội sinh. Các phương trình động học dựa trên kinh nghiệm được thiết lập

cho trường hợp khử nitrat sử dụng chất hữu cơ từ nguồn vào. Tốc độ khử nitrat

riêng U [phương trình (1-29)] liên hệ với tỷ lệ F/M thông qua biểu thức [91]:

029,0M/F03,0U1 (1-29)

F/M là tỷ lệ giữa cơ chất (thức ăn) và mật độ vi sinh tính theo lượng hữu cơ

(gBOD/g SK). U1 là tốc độ khử nitrat riêng [g NO3-N/gSK.d)] trong đơn vị khử

nitrat đặt phía trước (chỉ số 1).

Khi không có nguồn carbon, ví dụ trong bể lắng thứ cấp hay trong đơn vị

khử nitrat đặt sau nitrat hóa thì tốc độ khử nitrat riêng xảy ra chậm hơn nhiều so với

sử dụng chất hữu cơ bổ sung, dựa trên nguồn cơ chất từ phân hủy nội sinh. Hai

phương trình kinh nghiệm được sử dụng để mô tả cho trường hợp trên [55]:

0,706

2U 0,12. (1-30)

n2 '

c

0,175.AU

Y .

(1-31)

U2 là tốc độ khử nitrat riêng [g NO3-N/gSK.d)] trong đơn vị khử nitrat đặt

phía sau (chỉ số 1); θc là thời gian lưu tế bào; Y’ là hiệu suất sinh khối thực; An là

mức độ tiêu hao oxy thực trong hệ xử lý bùn hoạt tính (g oxy/g BOD tiêu hao).

Phương trình (1-30) thường được sử dụng hơn so với phương trình (1-31) vì

trong phương trình sau cần tới một vài thông số khó xác định.

1.3. Kỹ thuật màng vi sinh

1.3.1. Màng vi sinh

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: bể

34

Hình 1.9. Quần thể vi sinh dính bám trên vật

liệu mang [4]

MBBR).

Sự hình thành màng vi sinh trên giá thể cố định

Màng sinh học (Biofilm)

hình thành trên bề mặt các giá thể

bao gồm vi khuẩn, nấm, tảo,

nguyên sinh động vật 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

sinh vật khác sẽ đến phát triển dần

thành màng sinh học.

Để cho các vi khuẩn có thể

hấp phụ lên bề mặt của giá thể cần

phải có sự hình thành lớp 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 [9,17]. Tiến trình hình thành màng sinh học được mô tả trong hình 1.8

và hình 1.9.

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 µm đến 1000 µm,

trong đó phần lớn là vùng hiếu khí. Thành phần sinh vật chủ yếu của màng sinh học

là vi khuẩn, ngoài ra còn có các loại động vật nguyên sinh, nấm, xạ khuẩn,... Các vi

sinh vật trên 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

Hình 1.8. Chu trình hình thành và bong tróc

của màng sinh học [9,17]

35

Hình 1.10. Hệ xử lý bằng màng vi sinh

chuyển động

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 [5,21,56].

Sự hình thành màng vi sinh 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 trong nhiều 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 [11,29].

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 1.11. Sơ đồ cơ chế hoạt động của

màng sinh học trên giá thể chuyển

động

36

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 [38,44].

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 mang cố định [11].

Vật liệu mang di động

Hệ màng vi sinh chuyển động sử

dụng bể phản ứng giống như trong kỹ

thuật bùn hoạt tính nhưng được bổ sung

thêm chất mang, chất mang có kích

thước hình học lớn hơn so với kích

thước của vật liệu mang sử dụng trong

kỹ thuật tầng lưu thể (cỡ cm), chúng

chuyển động hỗn loạn trong khi vận

hành nhờ dòng khí khuấy trộn hay

khuấy đảo cơ học [11, 28,56].

Lượng sinh khối bám trên chất

mang phụ thuộc vào diện tích bề mặt và

chiều dày của màng vi sinh bám trên đó.

Do chuyển động hỗn loạn 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. Tỷ lệ 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.

Vật liệu sạch

Vật liệu có mặt của màng vi sinh

Hình 1.12. Cấu trúc xốp của

polyuretan xốp

37

Một trong những sản phẩm được sử dụng khá rộng rãi hiện nay là vật liệu

Kaldnes. Vật liệu Kaldnes có ba dạng: K1, K2 và K3. Vật liệu được chế tạo từ

nhựa polyetylen khối lượng riêng lớn diện

tích bề mặt từ 200-900 m2/m3, trọng lượng

95-150 kg/m3 và độ rỗng 96-98%, kích

thước hình học khác nhau đường kính từ

10-50 mm, chiều cao từ 3-36 mm.

Vật liệu mang vi sinh loại BioChip

làm bằng vật liệu Polyethylene, có kích

thước 22mm, diện tích bề mặt lên đến

3.000m2/m3.

Vật liệu mang vi sinh dạng xốp

DHY: Độ xốp cao 92 – 96%, diện tích bề

mặt có thể đạt tới 15.000 m2/m3, khối

lượng riêng biểu kiến 20 – 50 kg/m3 tùy

theo phương pháp gia công. Cấu trúc của

polyuretan giống như được dệt từ những

bó sợi nhỏ, tạo thành các mắt lưới. Trong quá trình tạo màng, vi sinh trước hết bám

trên các sợi và loang dần ra lấp đầy các mắt lưới, phát triển theo chiều ngang, màng

vi sinh phủ trên các mắt lưới chiếm tỷ lệ cao của tổng vi sinh trong màng (hình

1.14).

Thành phần vi sinh trong màng sinh học khác với tập hợp vi sinh trong kỹ

thuật bùn hoạt tính là chúng tạo thành tập hợp keo tụ khá đặc (chỉ số thể tích bùn

của MBBR vào khoảng 50 ml/g, trong khi chỉ số thể tích bùn của kỹ thuật bùn hoạt

tính là 100-200 ml/g). Vì vậy là điều kiện tăng mật độ sinh khối của hệ xử lý

[29,56].

1.3.2. Các loại bể sinh học sử dụng kỹ thuật màng vi sinh

Bể lọc sinh học

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.

Hình 1.13. Vật liệu mang vi sinh

BiOChip

Hình 1.14. Vật liệu mang vi sinh

DHY (do VINSE sản xuất)

38

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 m3/m2 vật liệu.ngđ.

Đối với bể sử dụng vật liệu lọc là chất dẻo, nhựa thì tải trọng thủy lực: q = 5-20

m3/m2.vật liệu. ngđ [54,56].

Ưu điểm: Bể lọc sinh học

nhỏ giọt thích hợp cho việc xử lý

nước thải quy mô dưới 50.000

m3/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.

Đĩa quay sinh học

Đĩa quay sinh học (Rotating biological contactor, RBC) có cấu tạo cơ bản

của đĩa quay sinh học bao gồm một tập hợp đĩa dạng phẳng hoặc gấp nếp gắn trên

một trục quay. Khi trục quay, các đĩa sẽ quay theo một góc ổn định so với phương

của dòng nước. Đĩa được chế tạo từ nhiều loại nhựa như polyetylen, PVC,

polystyren, hiếm hơn là từ kim loại và các vật liệu khác.

Đĩa được chế tạo từ nhựa polyethylen hoặc PVC đóng vai trò chất mang vi

sinh. Thiết bị đĩa quay sinh học được đặt chìm trong nước (40% tổng diện tích bề

mặt) và quay với tốc độ chậm, khoảng 1-2 vòng/phút để màng nhận được oxy từ

không khí. Ngoài cấu tạo thông dụng từ đĩa nhựa, đĩa quay sinh học cũng có dạng

Hình 1.15. Sơ đồ hệ thống lọc sinh học

39

Hình 1.16. Bộ phận cấu thành đĩa quay sinh học

hộp lưới chứa vật liệu nhựa rời [44].

Hệ thống xử lý nước thải sử dụng đĩa quay sinh học bao gồm nhiều ngăn nối

tiếp nhau, thường nhiều hơn bốn ngăn, các ngăn được bố trí tách rời nhau để hạn

chế quá trình chảy tắt của nước.

Đĩa quay sinh học có thể hoạt động trong môi trường xử lý yếm khí, thiếu

khí hay hiếu khí và có tính linh hoạt cao, tuy nhiên trong ứng dụng thực tế nó được

sử dụng vào quá trình xử ký hiếu khí bậc hai [21,54,56].

Màng vi sinh vật hình thành trên mặt đĩa nhựa với độ dày 1– 4 mm, tương

đương với mật độ bùn 2.500 – 10.000 mg/L trong kỹ thuật dạng huyền phù. Do

chuyển động quay, đĩa chứa màng vi sinh được tiếp xúc với cơ chất (chất gây ô

nhiễm) khi chuyển động (ngập) trong nước và tiếp xúc với oxy của khí quyển khi

quay trong không khí để các phản ứng hiếu khí xảy ra. Tốc độ quay của thiết bị

cũng là cơ chế kiểm soát độ dày của màng vi sinh vật, loại bỏ sinh khối dư thừa

bám trên đĩa. Lượng sinh khối bong ra khỏi đĩa được tách loại bằng bể lắng thứ cấp

[45].

Diện tích của đĩa quay sinh học thông dụng nằm trong khoảng 150 m2/m3,

cao hơn giá trị trên nếu sử dụng với mục đích tăng cường quá trình nitrat hóa. Mỗi

đĩa nhựa có độ dày 10 – 20 mm, đặt cách nhau khoảng 20 mm [33].

Ưu điểm: Dễ lắp đặt do thiết bị được sản xuất theo dạng trọn gói, tiết kiệm

công sức chăm sóc, bảo dưỡng; hoạt động ổn định, ít nhạy cảm với sự biến đổi lưu

lượng đột ngột, lượng bùn hình thành thấp, bùn dễ lắng, dễ kiểm soát quá trình hoạt

động, dễ vận hành, mức tiêu hao năng lượng thấp, không phát sinh vấn đề tụ tập

40

Hình 1.17. Sơ đồ cột lọc tầng tĩnh

của côn trùng, không cần hồi lưu dòng nước thải. Hiệu quả xử lý BOD cao trên

90%[39].

Nhược điểm: Quá trình xử lý dễ bị ảnh hưởng bởi mực nước dâng trong

khoang xử lý và tăng tải lượng đột xuất, mỗi khi động cơ quay dừng hoạt động sẽ

gây ra khả năng mất hoạt động toàn diện của cả hệ xử lý vì không có sự trao đổi

giữa diện tích đĩa nằm ngập trong nước và trong không khí, giá thành của thiết bị

đĩa quay sinh học cao hơn hẳn so với các loại thiết bị xử lý khác, đặc biệt khi sử

dụng cho quy mô nhỏ. Hiệu quả xử lý nitơ và phốt pho không cao khoảng 35% [39]

Bể lọc sinh học tầng cố định

Bể lọc sinh học tầng cố định là

kỹ thuật 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 là loại có kích thước

hình học nhỏ hoặc vật liệu xốp có bề

mặt bên trong chiếm tỷ lệ cao so với

diện tích phía ngoài [21,54,56].

Thiết bị lọc tầng cố định (hình 1.17) 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. Khí được cấp với áp lực thấp, cùng chiều hoặc ngược chiều với dòng

nước vào [45].

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

41

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 [11].

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 lý theo BOD5, nitơ và phốt pho cao [11].

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 đến kỹ

thuật 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 kỹ thuật 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.

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

a. Bể hiếu khí b. Bể thiếu khí

Hình 1.18. Mô tả quá trình xử lý của bể

MBBR

42

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

[56]; 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. Sử

dụng kỹ thuật 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 [29].

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 và kỵ khí. Hiệu quả xử

lý BOD lên tới 90%, N-NH4+ đạt 98-99%, tổng N: 80-85%, Photpho: 95-98%

[39,56].

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 lớp màng.

43

1.4. Tình hình nghiên cứu tại Việt Nam và Quốc tế

1.4.1. Tình hình nghiên

cứu tại Viêt Nam

Đề tài “Nghiên cứu

khả năng ứng dụng các vật

liệu lưu giữ vi sinh vật dạng

lưới sợi acrylic của Nhật và

sợi polyeste ép thành tấm sản

xuất tại Việt Nam”. Giải

pháp này được tiến hành trên

mô hình thực nghiệm trong

phòng thí nghiệm và kiểm chứng với nước ngầm thực tế tại nhà máy nước Pháp

Vân.

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 1.19a). Ứng

dụng các vật liệu trên sẽ đáp ứng được khả năng nitrat hóa hoàn toàn nitơ amoni

đạt tải lượng tối đa là 750 g NH4+-N/m3.ngđ;

Đối với nguồn nước có mức độ ô nhiễm nặng (nồng độ nitơ amoni> 11

mgN/L) cần tiến hành khử triệt để nitơ amoni theo dây chuyền nêu trên hình 1.19b,

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 1.19b) 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

Hình 1.19. Sơ đồ dây chuyền công nghệ xử lý

nước ô nhiễm amoni do tác giả Lều Thọ Bách thực

hiện [13]

44

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 hoàn thì cần thiết kế 1 bể hoặc ngăn trung gian

nhằm quản lý và duy trì DO trong bể khử nitrat ở mức thấp.

Đề tài “Nghiên cứu xử lý nitơ amoni trong nước ngầm Hà Nội” [15, 16] do

Nguyễn Văn Khôi, Cao Thế Hà thực hiện, đề tài cấp Thành phố 01C-09/11-2000-2,

được nghiên cứu với qui mô pilot công suất 120 m3/ngđ tại nhà máy nước Pháp

Vân, công trình chủ đạo nhằm xử

lý nitơ amoni là các bể sinh học

có bố trí vật liệu mang vi sinh là

Keramzit kích thước 4-10 mm.

Các kết quả nghiên cứu được

công bố cho thấy với lưu lượng

nhỏ hơn 4 m3/h, hệ đạt năng suất

xử lý 390 gN-NH4+/m3.ngđ, nồng

độ amoni nitơ sau xử lý đạt tiêu

chuẩn Châu Âu là thấp hơn 0,5

mg/L.

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 1.20.

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 đầu ra < 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 rửa lọc. Với dây chuyền công nghệ đề xuất trong nghiên cứu này, cần phải xây

dựng 3 bể xử lý sinh học thực hiện 3 công đoạn xử lý khác nhau nhằm đảm bảo

hiệu quả đầu ra, dẫn đến chi phí xây dựng và vận hành lớn, quản lý phức tạp.

Hình 1.20. Sơ đồ dây chuyền công nghệ xử lý

nước ngầm ô nhiễm amoni do tác giả Nguyễn

Văn Khôi, Cao Thế Hà thực hiện [15, 16]

45

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” [12] 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.

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.

Khả năng nitrat hóa hoàn toàn nitơ amonivề tiêu chuẩn với HTR = 1 giờ và

đạt tải lượng tối đa là 620 g NH4+-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, giá thể dạng Acrylic 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; mặt khác giá thể vi sinh là

vật liệu dạng sợi Acrylic hoàn toàn nhập ngoại nên giá thành khá đắt đỏ.

1.4.2.Tình hình nghiên cứu trên Thế giới

Công ty Water & Soil – Phần Lan đề xuất và thiết kế xử lý amoni NMN

Nam Dư. Với 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/m3 (tính toán thiết kế với nồng độ tối đa là 14,5 g/m3), qua đó toàn bộ nitơ

amoni được chuyển hóa thành nitrat bằng các vi khuẩn nitrat hóa [42, 43]. Các hạt

Hình 1.21. Sơ đồ dây chuyền công nghệ xử

lý amoni sử dụng giá thể dạng sợi Acrylic

[12]

46

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%. Dây chuyền công nghệ được thiết kế với công suất 30.000 m3/ngđ

đảm bảo khả năng nitrat hóa hoàn toàn với tải lượng tính toán tối đa là

504,6 gNH4+-N/m3 vật liệu.ngđ. Hàm lượng amoni sau xử lý là 1,5 mg/L.

Công nghệ màng vi sinh chuyển động (MBBR) vào cuối những năm 1980 và

đầu năm 1990 ở Na-uy [38, 39]. 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 [29].

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 1.22).

Vật liệu mang vi sinh PVA có dạng

hạt hình cầu, đường kính 4mm, diện

tích bề mặt khoảng 2.500-3.000

m2/m3, tỷ lệ 10-30% thể tích bể. Kết

quả cho thấy tốc độ loại bỏ nitơ

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.

Zafarzadeh và cộng sự năm

2010 đã đánh giá hiệu suất loại bỏ

nitơ trong nước thải với quá trình

nitrat hóa và khử nitrat hóa bằng

công nghệ màng vi sinh chuyển động

(hình 1.23a) [29] sử dụng giá thể vi sinh Kadnes loại K1, có diện tích bề mặt là 500

m2/m3, trọng lượng 152 kg/m3, 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

Hình 1.23a. Sơ đồ hệ thống MBBR trong

phòng thí nghiệm được sử dụng trong

nghiên cứu của Zafarzadeh, 2010 [29]

Hình 1.22. Mô hình bể sinh học màng vi

sinh chuyển động sử dụng trong nghiên

cứu của J.D. Rouse, 2005 [28]

47

bình phản ứng khử là 156,8 và 40,1 gNOx-N/KgVSS.ngày. Kết quả cho thấy nó có

thể đạt được một phần quá trình nitrat hóa khá ổn định với 80 - 85%. Trong điều

kiện tối ưu hiệu quả xử lý trung 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

[27]. 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 của F. Rogalla và các cộng sự trong một mô hình pilot tại Pháp cho

thấy cần một thời gian phản ứng sinh học là 15 phút để xử lý nguồn nước chứa 70

mg/L nitrat [17, 18]. Phần nhiều các công trình xử lý nitrat bằng phương pháp sinh

học ở Châu Âu đều sử dụng bể lọc với lớp vật liệu là than hoạt tính dạng hạt [42].

Hệ lọc với lớp đệm tỏ ra hiệu quả hơn nhiều. Nhờ kết cấu hình chóp ngược

đi từ dưới lên, tốc độ nước dâng sẽ giảm dần và thấp nhất ở vùng thu nước hình trụ

phía trên cùng, ở vùng giữa, sinh khối và vật liệu lọc sẽ lơ lửng, các quá trình xử lý

vi sinh xảy ra ở đây. Vùng trên cùng là vùng có tiết diện chảy cao nhất ứng với tốc

độ nước dâng thấp nhất cho phép sinh khối kết bông và rơi trở lại vùng phản ứng.

Bằng kết cấu này người ta có thể nâng tốc độ lọc lên tới 3 -6 m/h, thời gian lưu

nước chỉ có 5 - 10 phút. Hiệu quả xử lý của phương pháp phụ thuộc vào nhiệt độ và

tốc độ lọc và đạt 20 - 100% (Goodal J.B.,1979), một nhà máy ở Anh, một ở Đức

hiện áp dụng kỹ thuật này [46].

1.4.3. So sánh hiệu quả xử lý của công nghệ MBBR

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).

Phương pháp lọc sinh học sử dụng kỹ thuật 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 với

kỹ thuật bùn hoạt tính và vì vậy tăng đáng kể hiệu quả xử lý [4]. Mặt khác, trong

48

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 [59,60]. 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 dạng kỹ thuật 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 các kỹ thuật 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. Kỹ thuật vận hành hệ xử lý tầng lưu thể đồi hỏi

trình độ tự động hóa rất cao.

Đặc điểm quan trọng nhất của kỹ thuật 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) để duy trì chuyển động mà ít tốn năng lượng, có khả năng tập trung cao vi

sinh Nitrifier trong vật liệu mang và trong chừng mực nhất định thực hiện phản ứng

khử nitrat (đòi hỏi điều kiện thiếu khí) ngay trong điều kiện hiếu khí của hệ xử lý .

[38,39].

Nghiên cứu quá trình Nitrat hóa và khử Nitrat đồng thời trong bể hiếu khí

với kỹ thuật 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 dụng kỹ thuật màng vi sinh chuyển động cho việc xử

lý amoni hiện nay thường được thiết kế theo 2 sơ đồ nguyên lý như hình 1.23b:

Hình 1.23b. Các sơ đồ nguyên lý xử lý amoni

49

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 hóa xảy ra 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 đường hoặc rượu CH3OH, C2H5OH, và CH3COOH) cho vi sinh vật theo

tỷ lệ 2,86 gCOD/gNO3- . Chính vì thế việc bổ sung cơ chất cũng cần phải được

giám 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 15

mg/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 sung cơ chất từ bên ngoài vào, và nồng độ nước đầu vào được

pha loãng nhiều lần 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 200 – 500 m2/m3, kéo theo mật độ vi sinh thấp, dẫn đến hiệu

quả xử lý kém. Muốn đạt được hiệu quả xử lý cần kéo dài thời gian lưu nước, khối

tích công trình lớn. Với các vật liệu được chế tạo có kích thước nhỏ để tăng diện

tích bề mặt, lại dễ dẫn đến hiện tượng bít tắc, và hay bị trôi ra ngoài theo dòng

nước.

Hiệu quả xử lý khử nitrat đồng thời trong bể hiếu khí thấp (nhỏ hơn 10%),

nên quá trình khử nitrat thường được bố trí thành một bể riêng biệt dưới điều kiện

yếm khí hoàn toàn. Trong khi đó, trên bản thân lớp màng vi sinh được hình thành

cũng đã tồn tại và phân chia thành 3 vùng: hiếu khí, thiếu khí và yếm khí. Thực tế,

50

trên một đối tượng chất mang đã hình thành màng cũng có sự phân chia về vùng

phản ứng. Đây là một khía cạnh quan trọng mà các nghiên cứu trước đây chưa khai

thác được.

Một vấn đề chung cho các đề tài xử lý nước ngầm bị ô nhiễm amoni đã được

thực hiện trước đây, yếu tố về chi phí đầu tư và vận hành luôn làm mất đi tính khả

thi của của các dự án, nên các công trình nghiên cứu vẫn chỉ có giá trị về mặt lý

thuyết, mà không được triển khai trên thực tế.

1.5. Kết luận chương 1

Những vấn đề còn tồn tại trong công nghệ xử lý amoni hiện nay là phải xây

dựng nhiều bể để tách các quá trình xử lý, vật liệu mang sử dụng có tiết diện bề mặt

thấp, tỷ trọng lớn, phải bổ sung cơ chất để khử nitrat hoặc tuần hoàn nước, kiểm

soát nồng độ oxy chặt chẽ, tiêu tốn năng lượng và quản lý vận hành phức tạp.

Vì vậy, hướng nghiên cứu tiếp theo là phải tích hợp được các quá trình xử lý

sinh học trên vật liệu mang vi sinh phù hợp, tích hợp được các bể xử lý dưới dạng

modul thiết bị nhằm giảm tiêu tốn năng lượng và đơn giản trong quá trình quản lý,

vận hành.

51

CHƯƠNG 2. ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.1. Phạm vi và đối tượng nghiên cứu

Với phạm vi nghiên cứu là nước ngầm vùng Hà Nội, tiến hành khảo sát chất

lượng nước ngầm của các nhà máy, trạm xử lý tại khu vực Hà Nội 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 xử lý hiện có. Xác định được đặc trưng nước ngầm, các

yếu tố ảnh hưởng và định hướng cho quá trình xây dựng các mô hình thí nghiệm

trong phòng thí nghiệm với lưu lượng thay đổi từ 10-120 l/h.

Với đối tượng nghiên cứu là hệ thiết bị xử lý amoni sử dụng vật liệu mang di

động DHY, tích hợp với bể lọc tự rửa. Thiết bị này được lắp đặt phía sau bể lọc

nhanh hiện có của nhà máy nước Yên Xá (nước sau lọc và chưa được khử trùng

bằng clo hoạt tính). Công suất của pilot hiện trường là 5m3/h. Các quá trình nitrat

hóa và khử nitrat bên trong vật liệu mang trong điều kiện hiếu khí, xác định các

thông số động học, thông số tính toán thông quá hệ thí nghiệm theo mẻ và liên tục

trong điều kiện phòng thí nghiệm. Triển khai thiết kế và chạy thử pilot hiện trường

để kiểm chứng kết quả và đề xuất bộ thông số tính toán, thiết kế hệ thiết bị xử lý

amoni cho nước ngầm.

Sơ đồ nghiên cứu được thiết kế bao gồm 3 ngăn trong đó ngăn số 1 gọi là

MBBR 1, ngăn số 2 gọi là MBBR 2 là 2 bể hiếu khí với vật liệu mang vi sinh

chuyển động nối tiếp nhau, ngăn số 3 là bể lọc nhanh trọng lực sử dụng vật liệu là

cát thạch anh với cơ cấu tự rửa.

2.2. Quan trắc lấy mẫu và Phương pháp phân tích

2.2.1. Quan trắc lấy mẫu

Hướng dẫn lập chương trình lấy mẫu và kỹ thuật lấy mẫu theo TCVN 6663-

1:2011 (ISO 5667-1:2006). Khi khảo sát lựa chọn điểm lấy mẫu cần tính đến các

yếu tố: Điểm lấy mẫu phải đặc trưng mang tính đại diện phù hợp với tiêu chí của

việc đánh giá, khu vực lấy nước ngầm phải đảm bảo vệ sinh, không có nước mặt

tràn vào; Điểm lấy mẫu là các giếng khoan có áp hoặc không áp; Số lượng và vị trí

lấy mẫu phụ thuộc vào từng đợt quan trắc; Mục đích sử dụng của nguồn nước

Vị trí lấy mẫu: Mẫu được lấy ở các nhà máy xử lý nước cấp cho khu vực dân

cư; Lấy mẫu đúp để đánh giá, và lấy giá trị trung bình; Mẫu được lấy theo các thời

52

điểm khác nhau; Các thông số quan trắc: Nhiệt độ, pH, amoni, độ kiềm, nitrat,

nitrit, phốt pho, độ ô xi hóa, ôxi hòa tan.

Phương pháp lấy mẫu theo TCVN 6663-11:2011 (ISO 5667-11:2009): Đối

với mẫu nước ngầm lấy tại các trạm bơm đang hoạt động, khi lấy phải sục rửa chai

lấy mẫu bằng chính nước đó 3 lần. Sau đó tùy vào chỉ tiêu để có thể lựa chọn

phương pháp phân tích ngay tại hiện trường hoặc đưa về phòng thí nghiệm để phân

tích. Với mẫu thí nghiệm cần phải đưa về phòng phân tích cần được bảo quản bằng

các loại hóa chất tùy thuộc vào chỉ tiêu cần phân tích

Bảo quản và ổn định mẫu theo TCVN 6663-3:2008 (ISO 5667-3:2003), tần

suất lấy mẫu ít nhất 02 lần/năm, một lần giữa mùa khô và một lần giữa mùa mưa.

2.2.2. Phương pháp phân tích

Amoni

Trong môi trường bazo mạnh NH4+ sẽ chuyển thành NH3. NH3 mới hình

thành và NH3 sẵn có trong mẫu nước tác dụng với thuốc thử Nessler hình thành

phức chất có màu vàng hay nâu tùy thuộc vào hàm lượng NH3. Đo phức màu ở

bước sóng 410 nm. Phép đo quang được thực hiện trên máy DR 2800. Phương

pháp thử theo tiêu chuẩn SMEWW 4500 - NH3 C hoặc SMEWW 4500 - NH3 D.

Nitrit

Trong môi trường axit, ion NO2- phản ứng với axitsunfanilic tạo thành hợp

chất điazo và khi kết hợp với α-naphthylamin hình thành thuốc nhuộm azo có màu

hồng, cường độ màu của hợp chất tỉ lệ thuận với hàm lượng NO2-. Phức màu được

đo ở bước sóng 520 nm. Phép đo quang được thực hiện trên máy DR 2800. Phương

pháp thử theo tiêu chuẩn TCVN 6178 - 1996 (ISO 6777-1984).

Nitrat

Ion NO3- tác dụng với axit sunfosalixylic (được hình thành do việc thêm

natri salycilate và axit H2SO4 vào mẫu). Ở môi trường kiềm phức chất có màu ánh

vàng. Đo phức tại bước sóng 410 nm. Phép đo quang được thực hiện trên máy DR

2800. Phương pháp thử theo tiêu chuẩn TCVN 6178 - 1996 (ISO 7890 -1988).

Độ oxy hóa (Chỉ số pecmanganat)

Việc xác định độ oxy hóa của nước trong môi trường axit hoặc môi trường

kiềm được tiến hành: Cho một lượng dư KMnO4 0,1N vào mẫu đã axit hóa hoặc

kiềm hóa. Đun sôi 10 phút sau đó mẫu phản ứng trong môi trường kiềm được axit

53

hóa bằng H2SO4. Cho chính xác lượng H2C2O4 0,1N (đúng bằng lượng KMnO4 đã

dùng) vào dung dịch. Chuẩn độ H2C2O4 dư bằng KMnO4 0,01N. Phép đo quang

được thực hiện trên máy DR 2800. Phương pháp thử theo tiêu chuẩn TCVN

6186:1996 hoặc ISO 8467:1993 (E).

Độ kiềm

Mẫu nước được chuẩn độ bằng dung dịch axit tiêu chuẩn đến pH 8,3 và 4,5,

Những điểm cuối này, được xác định bằng mắt hoặc đo thế, là các điểm tương

đương của sự xác định ba thành phần chính: hydro cacbonat, cacbonat và hydroxit.

điểm cuối pH 8,3 là gần kề với nồng độ cacbonat và cacbon dioxit và thể hiện sự

chuẩn độ toàn bộ hydroxit và một nửa cacbonat. Điểm cuối pH 4,5 là gần kề với

điểm tương đương của ion hydro và hydro cacbonat và cho phép xác định độ kiểm

tổng số của mẫu. Phương pháp thử theo tiêu chuẩn TCVN 6636-1: 2000, ISO 9963-

1: 1994.

Tổng phốt pho

Phốt pho trong nước được axit hóa mẫu về pH < 2, dưới tác dụng của chất

oxi hóa mạnh K2S2O8 và nhiệt độ cao 150oC, Phốt pho chuyển về dạng PO43-, ion

PO43- và dung dịch hỗn hợp axit molipdat và antimony sẽ tạo thành phức chất

antimony photphomolipdat có màu vàng, khử phức chất bằng axit arcobic tạo thành

phức chất molipden màu xanh đạm, đo độ hấp thụ ở bước sóng 880 nm. Phép đo

quang được thực hiện trên máy DR 2800. Phương pháp thử theo tiêu chuẩn TCVN

6202:2008 (ISO 6878:2004).

Oxy hòa tan

Nồng độ oxy hòa tan trong nước được xác định bằng phương pháp đo điện

thế trên thiết bị SENSION 156 (HACH, Mỹ). Phương pháp thử theo tiêu chuẩn

TCVN 7325:2004 (ISO 5814:1990).

2.3. Phương pháp phân tích các số liệu động học

Kết quả thu được từ mô hình trong phòng thí nghiệm sau khi được tổng hợp

và xử lý để có giá trị mang tính đại diện cao. Tiến hành xác định các thông số động

học, theo các phương pháp như sau:

2.3.1. Phương pháp theo mẻ

Trong một bình phản ứng có thể tích V, nồng độ ban đầu của một cấu tử là

S, của sản phẩm là a. Khi đó tốc độ (vi) của phản ứng chuyển hóa từ nguyên liệu

54

thành sản phẩm được viết:

i

dS dav k.f S

dt dt (2-1)

Trong đó:

k: hằng số tốc độ phản ứng

f(S) là hàm số nồng độ: khi f(S) = 1 là phản ứng bậc không, f(S) = S là phản

ứng bậc 1, f(S) =Sn là phản ứng bậc n.

Tích phân phương trình (2.1) với điều kiện t=0, S=So hoặc t=0 thì a=0 ta

được:

f(S) =1: S= S0 – kt (2-2)

f(S) = S: S= So e-kt (2-3)

Ảnh hưởng của nồng độ cơ chất theo thời gian phụ thuộc vào bậc của phản

ứng, các phương trình (2-2), (2-3) chỉ mô tả quá trình giảm nồng độ hoặc tăng sản

phẩm về mặt hình thức khi quy cho nó một bậc phản ứng nào đó mà không chú ý

tới cơ chế của một phản ứng.

2.3.2. Phương pháp liên tục khuấy trộn đều

Khi thực hiện thí nghiệm với kỹ thuật dòng liên tục khuấy trộn đều thì tốc độ

dòng vào Q (m3/h) bằng tốc độ dòng ra. Nồng độ các chất đầu vào S0, nồng độ các

chất trong khối phản ứng chính là nồng độ tại dòng ra. Nồng độ cơ chất tại dòng ra

phụ thuộc vào thời gian lưu thủy lực (h) hay lưu lượng dòng vào Q (m3/h). Thay

đổi lưu lượng dòng vào Q (hay thời gian lưu thủy lực) đối với những thí nghiệm có

nồng độ amoni đầu vào S0 như nhau thì nồng độ đầu ra cũng thay đổi, như vậy

chúng ta có thể tính toán được các thông số động học từ số liệu thực nghiệm. Tốc

độ oxy hóa được đánh giá theo hai cách: phương trình động học tổng quát bậc n

(phương trình 2-6) và phương trình động học Monod (phương trình 2-7).

Hằng số tốc độ và bậc phản ứng của hệ phản ứng dòng liên tục có khuấy

trộn được xác định theo phương pháp Levenspiel [57] :

o

o

S SH

S

(2-4)

o o rS S S .H.Q S Sr .Q

V V

(2-5)

Phương trình động học mô tả một hệ phản ứng trong môi trường đồng thể

(giả đồng thể) có dạng tổng quát:

55

nrar k.S (2-6)

Trong đó:

S0, Sr: Nồng độ amoni đầu vào và nồng độ amoni đầu ra (mgN/L)

n: Bậc phản ứng.

r: Tốc độ phản ứng theo thể tích (mgN/L.h)

k: Hằng số tốc độ phản ứng

Q: Lưu lượng (l/h)

: Thời gian lưu thủy lực (V/Q), giờ

V: Thể tích (lít)

H: Hiệu suất chuyển hóa (%)

Phương trình Monod thể hiện xu hướng: tốc độ tăng tuyến tính theo nồng độ

trong vùng nồng độ thấp (khi k >> S, tương ứng với phản ứng bậc 1) và tốc độ giá

trị tối đa ở vùng nồng độ nào đó (k << S, ứng với phản ứng bậc 0). Vậy, phương

trình Monod chỉ có khả năng thể hiện bậc phản ứng nằm trong khoảng từ 0 đến 1.

Đánh giá ảnh hưởng của nồng độ amoni đầu vào lên tốc độ nitrat hóa còn có thể

được biểu diễn theo phương trình động học Monod, khi đó phương trình Monod

được viết lại dưới dạng như sau [55]:

NH

4maxNH

4 S NH4

S

r r .K S

(2-7)

Từ phương trình 2-7 chuyển thành dạng phụ thuộc tuyến tính giữa max

1

r và

4NH

1

S

theo phương trình 2-8:

4

4 4 4

S NH Smax

max max maxNH NH NH

K S K1 1 1r . .

r r .S r r S

(2-8)

Từ số liệu thực nghiệm thông qua phương trình 2-8 xác định được Chỉ số

bán bão hòa (Ks) và tốc độ sinh trưởng cực đại rmax.

2.3.3. Phương pháp hệ nối tiếp liên tục khuấy trộn đều

Muốn tăng cường hiệu suất xử lý hay phản ứng, có thể sử dụng kỹ thuật

phản ứng nối tiếp nhiều bình phản ứng với nhau. Khi đó đầu ra của bình phản ứng

trước trở thành đầu vào của bình phản ứng sau, nồng độ cơ chất giảm và của sản

56

phẩm tăng ở các bình nối tiếp nhau.

Giả sử, thí nghiệm được tiến hành trên n bình phản ứng với tổng thể tích là

V, thể tích của từng bình là V/n. Nồng độ của cơ chất đầu vào bình 1 là S0 đầu ra là

S1. Phương trình cân bằng chất cho bình số 2 với nồng độ đầu vào là S1 có dạng:

21 2

V dS. Q.S Q.S

n dt (2-9)

22 1

dS n.Q n.Q.S .S

dt V V (2-10)

S1 được tính từ phản ứng ở bình thứ nhất, giả sử phản ứng là bậc 1 từ (2-6)

ta có:

n.Q.t n.t

nHV1 0 0 0S S .e S .e S .e

S0.e-nH (2-11)

là thời gian lưu thủy lực cho cả hệ (V/Q)

H=t/ là tỉ lệ giữa thời gian phản ứng và thời gian lưu thủy lực của cả hệ,

tương ứng với tỉ lệ thời gian lưu thủy lực tại một bình phản ứng so với thời gian lưu

thủy lực của cả hệ.

Phương trình (2-11) có dạng chuẩn như phương trình (2-10):

nH22 0

dS n.Q n.QS S .e

dt V V

(2-12)

Giải phương trình (2-12) được hàm phân bố nồng độ tại bình phản ứng

thứ 2:

S2 = S0.n.e-nH (2-13)

Tương tự có thể tính nồng độ Si tại đầu ra của bình phản ứng thứ i trong cả

dãy n bình phản ứng:

i 1 nH0i

SS (n.H) .e

i 1 !

(2-14)

Phương trình (2-14) là dạng đơn giản nhất cho một phản ứng, đối với các

trường hợp phức tạp hơn sự phân bố nồng độ tại các bình phản ứng chỉ có thể tính

theo phương pháp gần đúng.

Nồng độ các chất tham gia phản ứng trong các bình có thể tính được hằng số

tốc độ phản ứng (k) trong trường hợp phản ứng là bậc 1 thì biểu thức (2-14) có

dạng:

57

in

0

S 1

S (1 kt)

(2-15)

Trong đó:

V: Tổng thể tích các bình phản ứng

n: số bình phản ứng

S0, S1, S2…Si : Nồng độ các cấu tử đầu vào và đầu ra ở các bình phản ứng

: Thời gian lưu thủy lực cho cả hệ (h)

Q: Lưu lượng dòng (l/h)

k1, k2,..ki : Hằng số tốc độ phản ứng trong các bình 1, 2, ..i

H = t/ : Tỉ lệ giữa thời gian 1 bình phản ứng và thời gian lưu thủy lực của

cả hệ.

2.3.4. Xác định các thông số động học

Quá trình nitrat hóa

Để thiết kế một hệ thống xử lý nước theo mô hình động học thì phải biết các

giá trị của các thông số động học.

Các giá trị đặc trưng cho quá trình động học gồm hệ số tiêu thụ cơ chất riêng

k (µm/Y), Chỉ số bán bão hòa Ks, hệ số phân hủy nội sinh kp chỉ có thể được xác

định được từ thực nghiệm đối với một hệ thí nghiệm cụ thể.

Hệ thí nghiệm là một bình phản ứng chứa nồng độ vi sinh X, được khuấy

trộn đều hoạt động liên tục (trong đó tốc độ dòng vào bằng dòng ra), sinh khối

được hồi lưu trở lại bình phản ứng. Nồng độ cơ chất ở dòng vào là S0, tại đầu ra là

S. Nồng độ vi sinh tại đầu vào là X0 (g/l) , đầu ra là Xe (g/l).

Cơ chất được vi sinh vật sử dụng để tổng hợp tế bào, còn một phần tham gia

phản ứng sinh hóa để tạo ra năng lượng, khi đó số lượng tế bào vi sinh tạo thành

tương ứng với sự hao hụt của cơ chất trong hệ. Khi đó tốc độ sinh trưởng tế bào

vg(g/l.d) được định nghĩa và có dạng:

g

dXV .X

dt (2-16)

Trong đó µ (1/d) là hệ số tương quan đặc trưng cho từng chủng loại vi sinh

vật hay là hằng số phát triển riêng. Gọi vsu là tốc độ suy giảm cơ chất khi đó:

vg = -Y.vsu (2-17)

Trong đó Y là hiệu suất sinh khối mang ý nghĩa là khi tiêu hao một lượng cơ

chất sẽ sinh ra được một lượng sinh khối nào đó (g/g), dấu (-) chỉ hai quá trình

58

ngược nhau.

Tuy nhiên nhu cầu vật chất để vi sinh vật phát triển phù hợp với biểu thức

(2-17) rất ít khi được thỏa mãn. Khi nhu cầu chính không đáp ứng được thì tốc độ

sinh trưởng sẽ giảm. Mức độ suy giảm được quy về cho sự biên đổi giá trị hằng số

phát triển riêng, vì vậy theo động học Monod, µ được tính toán như sau:

maxS

S.K S

(2-18)

Kết hợp 2 phương trình (2-16), (2-17) và (2-18) ta có:

msu

S

.X.SV

Y K S

(2-19)

Hay tốc độ suy giảm cơ chất còn được định nghĩa:

osu o

S SQV S S

V

(2-20)

Sử dụng một hệ thí nghiệm liên tục khuấy trộn, khi đó thời gian lưu tế bào

được định nghĩa:

cw r e e

V.X

Q .X Q .X

(2-21)

Trong đó:

Qw: Lưu lượng dòng hỗn hợp nước-bùn về bể bùn

Qe: Lượng thoát ra khỏi bể phản ứng

V: Thể tích bể phản ứng

X, Xe, Xr: Mật độ vi sinh lần lượt trong bể phản ứng, tại dòng ra, và dòng

thải.

Khi đó phương trình thăng bằng chất mô tả biến động của mật độ sinh khối

và của nồng độ cơ chất được viết như sau:

'o w r e e g

dXQ.X Q .X Q .X V.v

dt (2-22)

Trong đó:

Q: Lưu lượng đầu vào bằng Qe

X0: Nồng độ vi sinh ở dòng vào

v,g: Tốc độ tăng trưởng sinh khối thực

v,g = vg + vp = -Yvsu – kp.X (2-23)

V: Thể tích khối phản ứng

59

Trong trạng thái vận hành ổn định với mật độ vi sinh X, mật độ vi sinh

không thay đổi theo thời gian dX/dt =0. Nồng độ X0 tại dòng vào thường rất nhỏ

nên X0=0.

Từ phương trình (2-22) và (2-23) ta có:

w r e esu p

Q .X Q .XYv k .X

V

(2-24)

Chia 2 vế cho X ta có:

w r e e sup

Q .X Q .X Yvk

V.X X

(2-25)

Vế trái của phương trình là đại lượng nghịch đảo của tuổi bùn khi đó (2-24)

được viết lại:

sup

c

Yv1k

X

(2-26)

Kết hợp phương trình (2-18) và (2-19) ta có:

omsu

S

S S.X.SV

Y K S

(2-27)

Trong đó hệ số tiêu thụ cơ chất riêng k mang ý nghĩa là khả năng tiêu thụ cơ

chất trên một đơn vị sinh khối hình thành mkY

(2-28)

Kết hợp 2-27 và 2-28 ta được:

0su

S

S Sk.X.SV

K S

(2-29)

Chia cả 2 vế cho X ta có

O

S

S Sk.S

K S .X

(2-30)

Tuyến tính hóa (2-30) bằng cách nghịch đảo:

S

o

K.X 1

S S k.S k

(2-31)

Nếu coi vế trái (2-31) là hàm số, 1/S là biến số thì thu được phương trình

đường thẳng có độ dốc ( là Ks/S và đoạn cắt trục tung là 1/k) từ đó tính ra k, Ks.

Giá trị kp và Y được xác định như sau: Sử dụng mối quan hệ của biểu thức

(2-26) và đặt c

1

là hàm số, suv

Xlà biến số, từ đó xác định được Y và kp.

60

Quá trình khử nitrat

Tốc độ khử nitrat được tính toán thông qua sự thay đổi của nồng độ chất

tham gia phản ứng và nồng độ chất tham gia phản ứng phụ thuộc vào nồng độ ban

đầu và thời gian lưu thủy lực. Với các dòng liên tục nồng độ các chất trong khối

phản ứng chính là nồng độ tại dòng ra. Nồng độ trong khối phản ứng phụ thuộc vào

thời gian lưu thủy lực (t) hay lưu lượng dòng vào (Q). Đánh giá quá trình khử nitrat

thông qua tổng nitơ suy giảm trong hệ chỉ được về mặt hình thức, khi khảo sát các

quá trình động học diễn ra trong quá trình phản ứng lại phức tạp hơn rất nhiều. Quá

trình khử nitrat diễn ra thường được nhận dạng là khử nitrat thiếu khí, tuy nhiên

quá trình sinh hóa lại không phải là quá trình lên men mà nó giống quá trình hô hấp

hiếu khí, nhưng thay vì sử dụng oxy vi sinh vật sử dụng nitrat khi môi trường

không có oxy cho chúng. Để xử lý nitrat vi sinh vật cần chất khử như chất hữu cơ,

H2S…Để khử 14 g nitơ trong hợp chất nitrat từ hóa trị +5 về 0 cần 5 mol điện tử vì

vậy mỗi mol điện tử sẽ khử được 2,8 g NO3--N, lượng chất hữu cơ để khử nitơ

trong nitrat là 40/4 = 2,86 g.

Nếu tính COD thì tỉ lệ giữa COD trong metanol và nitơ trong nitrat sẽ có giá

trị là 3,71 g/g, giá trị đo từ thực nghiệm nằm trong khoảng 3,45 - 4 g/g. Tỷ lệ này

còn phục thuộc vào hiệu suất sinh khối và thời gian lưu tế bào của hệ xử lý do một

phần chất hữu cơ được sử dụng để tổng hợp tế bào.

Do quá trình khử nitrat là quá trình thiếu khí dị dưỡng, vì thế khi thực

nghiệm để tính toán các thông số động học là sử dụng cho quá trình tiêu hao chất

hữu cơ, vì nó là yếu tố khống chế quá trình khử nitrat. Mô hình động học xây dựng

để để mô tả khử nitrat bao gồm mô hình Monod và các mô hình kinh nghiệm.

Tốc độ khử nitrat phụ thuộc vào dạng và nồng độ của chất hữu cơ, chất hữu

cơ có tính sinh hủy cao thúc đẩy tốc độ phản ứng khử nitrat. Tốc độ khử nitrat bị

chi phối rất mạnh bởi nồng độ oxy hòa tan, nhiệt độ và dạng kỹ thuật phản ứng. Hai

mô hình động học có thể sử dụng để mô tả quá trình khử nitrat: tốc độ phát triển vi

sinh hay tốc độ tiêu thụ của cơ chất tương tự như trường hợp xử lý hiếu khí. Sự

khác biệt giữa quá trình xử lý chất hữu cơ trong điều kiện hiếu khí so với quá trình

khử nitrat là thành phần thu nhận điện tử: oxy trong trường hợp đầu và nitrat trong

trường hợp sau. Tốc độ phát triển của vi sinh Denitrifier phụ thuộc vào chất hữu cơ

được mô tả bởi phương trình động học dạng Monod. Bậc của phản ứng đối với

61

nitrat và chất hữu cơ là bậc không và nếu chọn mật độ vi sinh vật là biến số thì bậc

của phản ứng là 1. Do vậy, tốc độ phản ứng khử nitrat có thể thể hiện như sau:

U= k (2-32)

U =k.X (2-33)

Trong đó k là hằng số tốc độ phản ứng, X là nồng độ vi sinh.

Với kỹ thuật phản ứng dòng liên tục, hiệu suất khử nitrat và tốc độ phản ứng

được tính từ thực nghiệm theo công thức:

o

o

S SH

S

(2-34)

o oS S S .H.Qr

V

(2-35)

nrar k.S (2-36)

Khi đó tốc độ cơ chất riêng đối với nitrat được tính theo công thức:

rU

X (2-37)

r/X mang ý nghĩa là tốc độ tiêu thụ cơ chất tính theo một đơn vị khối lượng

(nồng độ) vi sinh được gọi là tốc độ khử nitrat riêng U.

Khi đó phương trình 2-37 được viết như sau:

o oS S S Sr QU .

X .X V X

(2-38)

Trong đó thời gian lưu tế bào được tính theo công thức (2-21), do Xe bằng 0

khi đó phương trình (2-21) được viết lại như sau:

cw r r

V.X X.

Q .X X (2-39)

Khi đó thời lưu thủy lực được viết như sau:

c r.X

X

(2-40)

Kết hợp phương trình (2-38) và (2-40) khi đó tốc độ khử nitrat riêng được

viết lại theo công thức sau:

o o

c r r c

S S S S 1U .

.X X

(2-41)

Có thể thấy mối quan hệ ràng buộc giữa hoạt tính vi sinh và tốc độ suy giảm

cơ chất riêng: vi sinh có tốc độ phát triển nhanh thì khả năng xử lý chất ô nhiễm tốt.

62

Trên cơ sở mối quan hệ trên có thể sử dụng đại lượng thời gian lưu tế bào ( ) để

kiểm soát quá trình xử lý mà không cần xác định nồng độ sinh khối hữu hiệu hoặc

lượng cơ chất đã được sử dụng bởi vi sinh vật.

Nếu biểu diễn phương trình U=f(c) khi đó phương trình được tính toán theo

bậc, biểu diễn phương trình U=f(c) thành n

cU k. , vẽ phương trình theo số liệu

thực nghiệm với y = U, x = c từ đó xác định được hằng số tốc độ phản ứng k và

bậc phản ứng n.

2.4. Vật liệu mang vi sinh DHY

Vật liệu mang vi sinh DHY do Công ty Cổ phần Xây dựng và Môi trường

Việt Nam (VINSE) sản xuất được lựa chọn để tiến thành thí nghiệm. DHY có kích

thước 1cm x 1cm x 1cm và thành phần chính của các loại DHY theo tiêu chuẩn cơ

sở của nhà sản xuất như sau:

Bảng 2.1. Thành phần nguyên liệu sản xuất vật liệu mang DHY

Tên nguyên liệu

Thành phần (%)

0%

CaCO3

5%

CaCO3

10%

CaCO3

15%

CaCO3

20%

CaCO3

PPG 100 100 100 100 100

TDI(Toluen diisocyanat) 65 66 66 66 66

H2O 4,5 4,5 4,5 4,5 46

Phụ gia 4,5 4,5 4,5 4,5 4,5

Silic 1,4 1,75 1,75 1,8 1,8

Axit amin 33 0,24 0,24 0,24 0,245 0,25

Thiếc 0,23 0,23 0,23 0,23 0,235

Vật liệu mang vi sinh DHY là một loại Polyurethan (PU) xốp tạo thành từ

phản ứng giữa một hợp chất isocyanat với một hợp chất chứa hydro hoạt động.

Quá trình sản xuất PU xốp sử dụng nguyên liệu isocyanat chứa ít nhất hai

nhóm isocyaanate, và thường sử dụng nhất là loại Toluen diisocyanate (TDI) và

diphenylmethane – 4,4’- diisocyanate (MDI). Thành phần nguyên liệu khác để chế

tạo polymer là polyol có 2 loại thông dụng là polyester polyol và polyether polyol.

63

Trong quá trình chế tạo xốp còn sử dụng một số thành phần khác như xúc

tác, chất trợ nở và phụ gia.

Chất trợ nở CO2 được tạo thành từ phản ứng của diisocyanat với nước, nước

là tác nhân thổi trợ nở hóa học, ngoài ra còn có chất trợ nở vật lý là chất lỏng có

nhiệt độ sôi thấp và thường là dung môi. Nhiệt sinh ra từ phản ứng giữa isocyanat

và polyol, nước thường cao hơn đủ để làm sôi và đẩy các chất trợ nở vật lý.

Xúc tác amin: Amin có mặt trong quá trình sả xuất PU nhằm cân bằng và

điều khiển phản ứng gel hóa và tạo bọt lớn.

Có hai phương pháp biến tính vật liệu mang là biến tính bề mặt bằng biện

pháp kết tủa canxi cacbonat lên bề mặt chất mang và biến tính ngay trong quá trình

sản xuất vật liệu bằng cách bổ sung canxi cacbonat vào thành phần sản xuất. Thí

nghiệm được sử dụng vật liệu được biến tính từ quá trình sản xuất với hàm lượng

CaCO3 là 0%, 5%, 10%, 15% và 20%.

Tiến hành thí nghiệm xác định thông số kỹ thuật của DHY khi vật liệu mang

chưa có vi sinh gồm: Khối lượng riêng thực, khối lượng riêng biểu kiến, độ xốp,

thể tích xốp, diện tích bề mặt.

2.4.1. Khối lượng riêng thực, khối lượng riêng biểu kiến, độ xốp và thể tích

xốp

Khối lượng riêng là tỷ lệ giữa khối lượng và thể tích được sử dụng để tính

toán cho loại vật liệu đặc. Trong vật liệu xốp, vùng không gian vật liệu chiếm chỗ

bao gồm 2 phần: phần đặc (VC) do vật liệu chiếm chỗ và phần thể tích rỗng (Vr)

không chứa vật liệu. Thể tích vật liệu chiếm chỗ (VT) bao gồm cả hai phần thể tích

trên.

Khối lượng riêng thực (ρt): Khối lượng riêng thực ρt là tỉ lệ giữa khối lượng

vật liệu mang m và thể tích của phần chất rắn.

t

ran

m

V

(2-42)

Khối lượng riêng biểu kiến (ρb): Khối lượng riêng biểu kiến ρb là tỉ lệ giữa

khối lượng vật liệu mang m với thể tích tổng vật liệu Vt.

t

tV

m

(2-43)

ρb luôn nhỏ hơn ρt,, chúng có cùng giá trị với vật liệu đặc.

64

Từ hai đại lượng trên, tính được độ xốp (β) của vật liệu, thể hiện tỷ lệ vùng

không gian rỗng trên toàn bộ thể tích vật liệu chiếm chỗ:

( 1

)t ran b

t t

V V

V

(2-44)

Từ khối lượng riêng thực và khối lượng riêng biểu kiến xác định được thể

tích xốp riêng (VR) của vật liệu theo:

1 1xop

b t

V

(2-45)

Khối lượng riêng thực và khối lượng riêng biểu kiến chỉ có thể xác định qua

thí nghiệm bằng phương pháp Pycomet: Xác định thể tích chiếm chỗ của vật liệu

đặc sử dụng chất lỏng (nước): sử dụng một khối vật liệu khô đưa vào bình định

mức, tiếp tục đưa nước vào bình tới mức chuẩn. Thí nghiệm thực hiện tại nhiệt độ

sôi của nước để đảm bảo không khí được đẩy hết ra khỏi vật liệu. Lượng nước

trong bình định mức giảm đi so với khi nó không chứa vật liệu tương ứng với phần

thể tích phần đặc (VC) của vật liệu chiếm chỗ.

Thể tích rỗng của vật liệu được xác định bằng phương pháp thấm nước: Cho

vật liệu mang cùng một ít nước cất vào bình Pycomet, để vật liệu trong bình ngấm

nước đến trạng thái bão hòa, có nghĩa là toàn bộ không khí trong vật liệu đã bị đuổi

ra và nước đã chiếm chỗ. Thúc đẩ nhanh quá trình bằng cách đun sôi hỗ hợp nước

và vật liệu, đuncho tới khi không còn bọt khí và vật liệu mang chìm xuống đáy

bình.

Sau khi đun sôi, mẫu được để nguội tới nhiệt độ phòng và bổ sung nước cất

tới vạch định mức và đậy nắp bình picnomet,lau khô bề ngoài và đem đi cân được

khối lượng mp+n+vl và được tính toán theo công thức ở trên.

2.4.2. Diện tích bề mặt

Diện tích bề mặt chất mang được đánh giá theo hai phương pháp: hấp phụ

khí nito và phương pháp hình học, sử dụng số liệu thể tích xốp và đường kính mao

quản.

Phương pháp hấp phụ khí nito:

Hấp phụ khí nito tại nhiệt độ -196oC, xảy ra theo cơ chế hấp phụ vật lý, do

đó hình thành lớp hấp phụ đầu tiên giữa chất bị hấp phụ (N2) và bề mặt chất rắn.

Những lớp hấp phụ tiếp theo xảy ra theo cơ chế trùng ngưng các phân tử khí với

65

nhau, từ đó xác định được dung lượng hấp phụ của lớp đầu tiên và tiết diện chiếm

chỗ của một phân tử khí nito và tính được diện tích bề mặt của chất mang theo

công thức:

SBET = am.NA.Am (2-46)

Trong đó: SBET : Diện tích bề mặt theo mô hình BET(nm2/g)

Aam: Dung lượng hấp phụ đơn lớp (mol/g)

NA: Hằng số Avogadro (6,023.1023 mol-1)

Am: tiết diện chiếm chỗ của một phân tử khí nito (0,162nm2)

Diện tích bề mặt chất mang vi sinh được tính theo đơn vị m2/m3

(S), mối quan hệ giữa chúng với nhau thông qua đại lượng khối lượng riêng

biểu kiến (ρb) S= ρb.SBET

Tuy nhiên, trong nghiên cứu này tác giả sử dụng phương pháp hình học để

xác định diện tích bề mặt của vật liệu mang.

Diện tích bề mặt được tính theo Jun-Wei Lim. Để tính toán được tổng diện

tích của khối lập phương PU, các lỗ xốp của PU được giả định là các hình cầu với

các đường kính giống nhau, diện tích bề mặt của vật liệu là tổng diện tích bề mặt

của các hình cầu này. Do đó, diện tích (m2), thể tích (m3) của mỗi lỗ i nào đó được

tính theo công thức:

Si = πd2 (m2) (2-47)

3

6i

dV

(m3) (2-48)

Trong đó: d là đường kính lỗ xốp, được xác định từ SEM (m)

Từ đó ta được 6

Sd

V

(2-49)

Trong đó:

S: tổng diện tích của một khối lập phương (m2)

V: thể tích phần xốp của khối lập phương (m3) (độ xốp x thể tích hạt vật

liệu)

d: đường kính lỗ xốp (m)

2.4.3. Nuôi cấy vi sinh lên vật liệu mang

Để thúc đẩy nhanh quá trình nitrat hóa, rút ngắn thời gian nuôi cấy vi sinh sử

dụng chế phẩm sinh học - chế phẩm nitrat hóa được sản xuất tại Viện Công nghệ

Môi trường để nuôi cấy vi sinh lên vật liệu mang DHY. Chế phẩm này có dạng

66

khan, vi khuẩn được tích hợp trên giá thể mang là than hoạt tính, là hỗn hợp 2

chủng vi khuẩn: Nitrosomanas và Nitrobacter 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/m3. Vi sinh phát triển ổn định sau khoảng từ 2-4 tuần (nhiệt độ 20-300C) và 4-6

tuần (nhiệt độ từ 12-180C).

Đánh giá mật độ vi sinh trong chất mang với mục đích theo dõi sự phát triển

của vi sinh, thông số được thực hiện định kì 10 ngày/lần từ khi mới bắt đầu nuôi

cấy.

Thí nghiệm đánh giá mật độ vi sinh được tiến hành theo kỹ thuật màng vi

sinh chuyển động với vật liệu mang DHY kích thước 1x1x1 cm với hàm lượng chất

phụ gia CaCO3 là 20%. Duy trì pH ổn định 7,8 – 8,5.

Để đánh giá mật độ vi sinh phương pháp sau:

Phương pháp phá tổng P trong mẫu bùn hoạt tính như sau: Lấy 10 hạt vật

liệu mang bất kì trong bình phản ứng cho vào bình tam giác 250ml, sau đó thêm

một ít nước cất và 20ml HNO3 đặc. Phá mẫu trên bếp điện đến khi gần cạn hết thì

để nguội, rồi cho dung dịch cường thủy (21ml HCl đặc + 7ml HNO3) đun tới khi

hết khí nâu bay ra, hỗn hợp cạn gần hết. Nếu dung dịch vẫn chưa trắng và vẫn còn

màu vàng thì cho thêm 5ml HClO đun đến khi trắng mẫu thì dừng. Để nguội, cho

thêm nước cất rồi lọc, định mức dịch lọc thành 100ml. Sau đó đem đi phân tích

bằng phương pháp SMEWW 4500-P,C. Định mức dịch lọc thành 100ml. Sau đó

đem đi phân tích bằng phương pháp SMEWW 4500-P,

Kết quả được tính như sau:

mật độ vi sinh (g/l) = 2

1

p (mg / l).100.V (ml)

2,3.V (ml).1000 (2-50)

Trong đó:

[p] (mg/l): nồng độ photpho

V1 (ml) thể tích vật liệu mang đem phá mẫu

V2 (ml): thể tích dung dịch lọc sau khi được định mức

2,3: % của P trong vi sinh tính theo khối lượng [89]

2.5. Mô hình trong phòng thí nghiệm

2.5.1. Nguồn nước cấp cho thí nghiệm

Nước dùng cho thí nghiệm là nước máy được cấp từ nhà máy nước Đống Đa

67

(nước đạt quy chuẩn nước ăn uống sinh hoạt QCVN 01:2009/BYT). Các chất

amoni được bổ sung bằng NH4Cl khan với các mức độ khác nhau, để hàm lượng

amoni đầu vào đạt các hàm lượng yêu cầu từ 10, 15, 20, 25, 30, 40, 50 mgN/L.

Bên cạnh đó, yếu tố về độ kiềm cần được kiểm soát bằng cách bổ sung

NaHCO3vì nó ảnh hưởng trực tiếp đến hiệu quả quá trình nitrat hóa. Do đó, kiềm

thường được bổ sung trong trường hợp thiếu để đảm bảo sau quá trình nitrat hóa

hoàn toàn, độ kiềm trong nước còn khoảng 150 mg(CaCO3)/L. Ngoài ra còn bổ

sung thêm phốt pho bằng KH2PO4 đảm bảo duy trì nồng độ trong nước khoảng

1mgP/L.

2.5.2. Sơ đồ thí nghiệm

Để đánh giá được các thông số động học của hệ thống xử lý cần tiến hành

thực nghiệm để có các số liệu cụ thể tính toán. Mỗi hệ thống mô hình thí nghiệm có

một mục đích khác nhau và xác định

được các thông số khác nhau, sau đây là

các mô hình mà tác giả đã chạy trong

phòng thí nghiệm để lấy số liệu thực

nghiệm:

Sơ đồ thí nghiệm theo mẻ:

Phương pháp tĩnh là phương

pháp được thực hiện trong một khối thể

tích hữu hạn nào đó, có thời điểm khởi

đầu và kết thúc sau một khoảng thời gian. Mỗi lần kết thúc sẽ thu được một sản

phẩm cuối cùng được gọi là kết thúc một mẻ và mẻ mới được lặp lại theo đúng

trình tự của mẻ trước. Kỹ thuật phản ứng trên còn được gọi là phản ứng gián đoạn

hay phản ứng theo mẻ.

Thí nghiệm được lắp đặt theo kỹ thuật phản ứng theo mẻ với bình phản ứng

hình hộp chữ nhật thể tích 36 lít. Vật liệu mang cho vào bình phản ứng đã được

nuôi cấy vi sinh với mật độ ổn định. Hệ thống cấp khí được đặt 2 bên thành bình

gần đáy với các quả sục đá, khí được cấp vào nhờ một máy nén khí để duy trì sự

chuyển động của vật liệu mang và cung cấp oxy cho quá trình nitrat hóa. Mục đích

Hình 2.1. Sơ đồ bố trí thí nghiệm

theo mẻ

68

của thí nghiệm theo mẻ gồm ảnh hưởng của nồng độ amoni đầu vào lên tốc độ

phản ứng, khảo sát mật độ vật liệu mang tới tốc độ nitrat hóa, khảo sát ảnh hưởng

của nồng độ ô xi, khảo sát ảnh hưởng của cơ chất.

Sơ đồ thí nghiệm được bố trí như hình 2.1, tùy mục đích thí nghiệm sẽ thay

đổi mật độ vật liệu mang chứa vi sinh từ 5%-30% và nồng độ N-NH4+ đầu vào khác

nhau từ 10 mgN/L đến 50 mgN/L.

Phương pháp động là một quá trình bắt đầu xảy ra ở đầu vào và kết thúc khi

ra khỏi hệ thống. Khi thực hiện phản ứng trong một thể tích V với dòng liên tục

Q(m3/h), tốc độ dòng vào bình phản ứng bằng tốc độ dòng ra vì thể tích của bình

phản ứng có giá trị cố định. Do tính chất khuấy trộn đều nên nồng độ S tại mọi vị

trí trong bình phản ứng và ở đầu ra bằng nhau. Kỹ thuật trên còn gọi là kỹ thuật

phản ứng liên tục khuấy trộn đều dòng liên tục.

Khi ghép nhiều bể phản ứng liên tục khuấy trộn đều với nhau thì tổ hợp của

chúng tiệm cận tính năng của dòng đẩy lý tưởng. Có nghĩa là thiết bị phản ứng

trong trường hợp này vận hành trong trạng thái ổn định do độ dài của bình lớn và

không được khuấy trộn nên nồng độ của một cấu tử nào đó trong dòng chảy biến

động theo vị trí không gian dọc theo dòng chảy. Biến động nồng độ theo chiều dọc

bị gây ra bởi quá trình khuếch tán dọc và phản ứng hóa học, nồng độ của nó cao ở

đầu vào và thấp ở đầu ra và dọc theo chiều dài của bình phản ứng.

Thí nghiệm dòng liên tục với mục đích xác định các thông số động học của

các hệ thống xử lý nước. Các thí nghiệm với dòng liên tục được bố trí với các mô

hình gồm: 1 bình phản ứng, 2 bình phản ứng và 3 bình phản ứng nối tiếp nhau. Các

thông số động học được tính toán qua các thí nghiệm. Các bình phản ứng hình trụ

có thể tích 5 lít, được bổ sung vật liệu mang vi sinh tương đương 20% dung tích bể

và được ghép nối tiếp nhau. Sơ đồ thí nghiệm được bố trí như các hình từ 2.2 đến

2.4 sẽ được thí nghiệm với nồng độ amoni đầu vào thay giao động từ

10-50 mgN/L và độ kiềm, phốt pho luôn đảm bảo.

69

Sơ đồ thí nghiệm liên tục

2.5.3. Các yếu tố cần khảo sát

Xác định các thông số động học từ thực nghiệm

Để xác định các thông số động học từ thực nghiệm, thí nghiệm được tiến

hành trong bình phản ứng có thể tích V với mật độ vật liệu mang là 20% thể tích

bình, mật độ sinh khối X, lưu lượng Q với dòng vào bằng dòng ra. Các thí nghiệm

được đánh giá với các nồng độ amoni đầu vào khác nhau gồm 10, 15, 20, 30, 40, 50

mgN/L. Các thí nghiệm được tiến hành trong cùng một điều kiện về mật độ vật liệu

Hình 2.2. Sơ đồ thí nghiệm liên tục 1 bình phản ứng

Hình 2.3. Sơ đồ thí nghiệm 2 bình phản ứng nối tiếp

Hình 2.4. Sơ đồ thí nghiệm 3 bình phản ứng nối tiếp

70

mang, thay đổi lưu lượng và nồng độ amoni đầu vào, lấy mẫu mỗi khi thay đổi

dòng vào và thay đổi nồng độ amoni đầu vào. Từ các kết quả thực nghiệm có được

tính toán và xây dựng các đồ thị và biểu đồ để tính toán các thông số động học cho

quá trình nitrat hóa (Ks, k, Y, kp) và tốc độ khử nitrat riêng (U)

Khảo sát ảnh hưởng của nồng độ amoni tới tốc độ nitrat hóa

Thí nghiệm được tiến hành bằng kỹ thuật theo mẻ với các bình phản ứng

giống nhau với lần lượt nồng độ amoni đầu vào là 10, 15, 20, 25, 30, 40, 50

mgN/L, mật độ vật liệu mang trong bình phản ứng là 20%, các điều kiện khác như

nồng độ oxy hòa tan, độ kiềm được bổ sung như nhau và phù hợp với thí nghiệm.

Đánh giá nồng độ amoni theo thời gian với tần suất lấy mẫu 15-30 phút một lần,

mẫu được phân tích và thí nghiệm dừng khi nồng độ amoni còn lại < 2 mgN/L.

Tiến hành thí nghiệm lặp 3 lần sau đó tổng hợp và xử lý kết quả. Thí nghiệm được

bố trí như hình 2.4.

Khảo sát ảnh hưởng của mật độ vật liệu mang tới tốc độ nitrat hóa

Mật độ vật liệu mang được thay đổi từ 10%; 15%; 20%; 25%; 30% tính theo

thể tích bình phản ứng. Các thí nghiệm với các mật độ khác nhau được đánh giá

cùng thời điểm để tránh sai số do nhiệt độ và điều kiện thời tiết cũng như chất

lượng nước đầu vào.

Thí nghiệm được thực hiện theo kỹ thuật phản ứng theo mẻ với bốn bình

phản ứng chạy song song để đánh giá quá trình nitrat hóa và khử nitrat hóa. Thí

nghiệm được tiến hành trong cùng một điều kiện với nồng độ amoni trong bình

phản ứng được duy trì khoảng 20 mgN/L (đáp ứng với yêu cầu đề bài nghiên cứu),

DO được duy trì với mức lớn hơn 4 mgO2/L. Từ các kết quả thực nghiệm tính được

tốc độ nitrat hóa của các phản ứng, xác định nồng độ vật liệu mang tối ưu cho bể

phản ứng và xác định hệ số điều chỉnh cho các nồng độ vật liệu mang khác so với

điều kiện tối ưu. Tiến hành thí nghiệm lặp 3 lần sau đó tổng hợp và xử lý kết quả.

Thí nghiệm được bố trí như hình 2.4.

Đánh giá ảnh hưởng của nồng độ oxy (DO) lên quá trình nitrat hóa

Để khảo sát ảnh hưởng của nồng độ oxylên quá trình nitrat hóa, tiến hành thí

nghiệm với nồng độ amoni đầu vào là 20 mgN/L, mật độ vật liệu mang đã có vi

71

sinh dính bám chiếm 20% thể tích bể phản ứng, độ kiềm đạt yêu cầu kiềm dư sau

phản ứng nitrat hóa, pH được duy trì ở 7,8-8,1 và nồng độ oxy trong bình phản ứng

được duy trì ở các mức trong khoảng là 1-1,5mgO2/L; 2-3 mgO2/L; 4-5 mgO2/L; 6-

7 mgO2/L. Hệ thống thí nghiệm theo mẻ được lắp như hình 2.4 có lắp thêm hệ

thống máy khuấy để đảm bảo quá trình khuấy trộn hoàn toàn trong khi kiểm soát

nồng độ oxyổn định bằng cách tự động điều chỉnh lượng sục khí. Tiến hành thí

nghiệm lặp 3 lần sau đó tổng hợp và xử lý kết quả. Thí nghiệm được bố trí như

hình 2.4.

Khảo sát ảnh hưởng của cơ chất lên quá trình khử nitrat

Đề khảo quá trình này thực hiện thí nghiệm theo mẻ sử dụng 5 bình, mỗi

bình dung tích 5 lít, mật độ mang 20%, nồng độ amoni 30 mgN/L, pH = 8,2, độ

kiềm 300 mg(CaCO3)/L, phốt pho 1,5mgL, nước được bổ sung cơ chất là ethanol

với tỷ lệ C/N lần lượt là 0; 0.5; 1; 2; 5. Sử dụng 2 quả sục khí đảm bảo sự xáo trộn

hoàn toàn và tiến hành lấy mẫu 30 phút/lần cho đến khi các chỉ tiêu amoni, nitrit,

nitrat về tiêu chuẩn cho phép. Tiến hành thí nghiệm lặp 3 lần sau đó tổng hợp và xử

lý kết quả. Thí nghiệm được bố trí như hình 2.4.

Đánh giá quá trình khử nitrat đồng thời trong môi trường hiếu khí

Từ các thí nghiệm để đánh giá ảnh hưởng của nồng độ, hay ảnh hưởng của

mật độ vật liệu mang, số liệu thí nghiệm thu được để đánh giá quá trình khử nitrat.

2.6. Mô hình pilot MBBR thực tế

2.6.1. Vị trí lắp đặt Pilot

Căn cứ vào kết quả các thông số động học đã xác định được từ mô hình

trong phòng thí nghiệm để tính toán thiết kế pilot MBBR công suất 5 m3/h.

Nhà máy nước sạch Yên Xá – Huyện Thanh Trì với công suất thiết kế

6.000 m3/ngđ cung cấp nhu cầu nước sạch cho nhân dân Yên Xá với 4 giếng khai

thác nước ngầm. Chất lượng nước thô trung bình của các giếng được thể hiện trong

bảng 2.2.

72

Bảng 2.2. Chất lượng nước thô trạm xử lý nước Yên Xá – Thanh trì

Ngày lấy

mẫu pH

Độ kiềm

mg(CaCO3)/L

Độ oxy hóa

(mgO2/L)

Amoni

(mgN/L)

Fe

(mg/L)

Mn

(mg/L)

3/02/2017 6,40 312 12 20.20 12,14 0,13

3/3/2017 6,45 309 10 20.76 12,15 0,12

7/4/2017 6,55 314 9 20.55 12,12 0,112

03/5/2017 6,70 308 10 20.48 12,13 0,19

03/6/2017 6,60 308 10,5 20.47 12,17 0,14

Từ các trạm bơm giếng khoan, nước thô được khai thác bơm dẫn về nhà máy

được làm thoáng giàn mưa nhằm đuổi CO2 và H2S có trong nước ngầm; Làm giàu

oxy trong nước tạo điều kiện để Fe2+ oxy hóa thành Fe3+ thủy phân thành hợp chất ít

tan.

Nước sau lắng được thu gom bằng hệ thống máng răng cưa, mương thu nước

và được dẫn sang 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

với chất lượng được thể hiện trong bảng 2.3.

Bảng 2.3. Chất lượng nước sau bể lọc tại trạm xử lý nước ngầm Yên Xá

Ngày lấy

mẫu pH

Độ kiềm

mg(CaCO3)/L

Độ oxy

hóa

(mgO2/L)

Amoni

(mgN/L)

Fe

(mg/L)

Mn

(mg/L)

03/02/2017 7,43 310 8,3 17,51 0,14 0,03

03/03/2017 7,40 315 6,6 18,1 0,15 0,02

07/04/2017 7,40 315 6,5 19,09 0,12 0,012

03/05/2017 7,42 310 7,3 17,28 0,13 0,09

03/06/2017 7,4 315 8,5 17,56 0,17 0,004

Kết quả bảng 2.3 cho thấy sau khi qua dây chuyền xử lý, hàm lượng sắt đã

được xử lý triệt để (đạt đến 98,8%), hàm lượng amoni cũng giảm nhưng chỉ đạt 10-

20% vẫn nằm ở mức 24 mg/L tương đương với 18,5 mgN/l vượt quá chỉ tiêu cho

phép rất nhiều (theo QCVN 01:2009 của Bộ Y tế), cần phải được xử lý trước khi

73

bơm vào mạng lưới.

Hệ thiết bị xử lý amoni được đề xuất đưa vào trong dây chuyền xử lý hiện có

như sau:

Hình 2.5. Sơ đồ công nghệ xử lý nước ngầm nhiễm sắt và amoni

Nước sau khi xử lý sắt về tiêu chuẩn cho phép bằng dây chuyền công nghệ

hiện có. Trước khi được khử trùng nước được dẫn vào hệ thiết bị xử lý amoni. Hệ

thiết bị này được thiết kế tích hợp giữa bể MBBR và bể DHK. Bể MBBR được

thiết kế bao gồm 2 ngăn có chứa vật liệu mang DHY và hoạt động trong điều kiện

hiếu khí hoàn toàn. Bể DHK là bể lọc cát trọng lực với hệ thống rửa cát lọc tự động

bằng thủy lực. Các quá trình hiếu khí và thiếu khí được thực hiện đồng thời trong

vật liệu mang vi sinh chuyển động DHY xử lý triệt để amoni thông qua quá trình

nitrat hóa và khử nitrat. Sinh khối được tạo ra trong quá trình xử lý sinh học sẽ

được lọc sạch thông qua bể lọc tự rửa DHK.

2.6.2. Vận hành pilot và lấy mẫu pilot

Sau khi lắp đặt pilot, kiểm tra các thiết bị cho tiến hành chạy thử pilot trong

điều kiện vận hành liên tục 24/24 giờ, cấp khí đảm bảo sự khuấy trộn hoàn toàn

trong ngăn hiếu khí. Điều chỉnh lưu lượng tăng dần từ 1-5 m3/h trong thời gian 1

tháng, sau đó cho vậy hành liên tục 3 tháng với lưu lượng thiết kế và lấy mẫu sau

xử lý hàng ngày để kiểm tra các chỉ số amoni, nitrit, nitrat, độ kiềm, TSS.

Cụm xử lý sắt Cụm xử lý amoni

Trạm bơm

nước sạch Bể chứa

nước sạch

Mạng lưới

cấp nước

Bể lọc

cát

Bể MBBR

Bể

lọc Bể

lắng

Công trình

làm

thoáng

Clo

Giếng khoan,

bơm cấp 1

cát

74

mÆt b»n g bè t r Ý ®Üa s ô c k h Ý

Hình 2.6. Thiết kế chi tiết hệ thiết bị xử lý amoni (MBBR&DHK)

2.7. Kết luận chương 2

- Mô hình pilot trong phòng thí nghiệm được thiết kế để chạy thử theo sơ đồ

thì nghiệm theo mẻ và liên tục. Sử dụng kỹ thuật khuấy trộn đều và khí ghép nhiều

bình phản ứng thì tiệm cận tính năng của dòng đẩy lý tưởng. Mô phỏng tương

đương chất lượng nước ngầm thực tế để chạy thử với hàm lượng nitơ amoni từ 10-

50 mgN/L, các điều kiện khác đảm bảo cho sự hoạt động và phát triển của vi sinh

vật.

- Mô hình pilot thực tế được thiết kế tích hợp 2 ngăn bể MBBR và 1 ngăn

lọc tự rửa DHK với công suất 5m3/h tại trạm cấp nước Yên Xá. Sử dụng nguồn

75

nước trích ra từ sau dây chuyền xử lý nước hiện có và trước hệ thống khử trùng.

- Từ kết quả trong phòng thí nghiệm sử dụng phương trình tổng quát 2-6 và

phương trình Monod 2-7 để xác định tốc độ nitrat hóa. Giải phương trình Monod

để xác định các thông số động học cho hệ màng vi sinh chuyển động. Kết quả của

mô hình thực tế kiểm chứng các thông số động học tìm được và xây dựng bộ thông

số tính toán cho hệ thiết bị xử lý amoni.

76

CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

3.1. Vật liệu mang vi sinh

Thông số cơ sở của VLM

Với 5 mẫu vật liệu mang dạng xốp DHY được lựa chọn M1, M2, M3, M4,

M5 lần lượt có tỷ lệ chất phụ gia CaCO3 là 0%, 5%, 10%, 15%, 20% và tiến hành

đánh giá về khối lượng riêng biểu kiến, khối lượng riêng thực, độ xốp, diện tích bề

mặt và cấu trúc hình thái (ảnh S.E.M). Kết quả thể hiện trong bảng 3.1 như sau:

Bảng 3.1. Kết quả thí nghiệm đánh giá về vật liệu mang DHY

STT Thông số Đơn vị

Giá trị

0%

CaCO3

5%

CaCO3

10%

CaCO3

15%

CaCO3

20%

CaCO3

1

Khối lượng

riêng biểu

kiến

g/ml 0.021 0.023 0.023 0.026 0.027

2 Khối lượng

riêng thực g/ml 0.203 0.241 0.243 0.268 0.283

3 Độ xốp % 92.7 93.0 93.4 93.6 93.8

4 Diện tích bề

mặt m2/m3

6000 -

8000

6000 -

8000

6000 -

8000

6000 -

8000

6000 -

8000

5 Kích thước

hình học -

Hình

vuông,

1x1x1cm

Hình

vuông,

1x1x1cm

Hình

vuông,

1x1x1cm

Hình

vuông,

1x1x1cm

Hình

vuông,

1x1x1cm

Hình 3.1 là hình ảnh chụp S.E.M vật liệu DHY với phụ gia CaCO3 là 0%

hình (a), 20% hình (b). Cho thấy cấu trúc không gian ba chiều, bao gồm các mặt

phẳng, trong từng mặt phẳng có cấu

trúc hình mắt lưới. Phần không gian

tạo thành bởi các mắt lưới tạo ra độ

xốp của vật liệu và có kích thước

(đường kính) nằm trong khoảng từ

0,18 đến 0,85 mm).

So sánh trên hình cũng thấy

rõ sự khác biệt về bề mặt của vật liệu

(a) (b)

Hình 3.1. Ảnh chụp S.E.M vật liệu DHY

77

không có phụ gia và vật liệu có phụ gia đó là sự nhám bề mặt tăng lên. Điều này nó

không chỉ làm tăng tiết diện bề mặt mà còn tạo chỗ bám cho vi sinh vật trong giai

đoạn khởi động hệ thống.

Kết quả từ bảng 3.1 cho thấy khối lượng riêng thực của vật liệu nhỏ hơn

khối lượng riêng của nước, khối lượng riêng thực của vật liệu nằm trong khoảng từ

0,203 – 0,283 g/cm3. Tương tự, khối lượng riêng biểu kiến của vật liệu nằm trong

khoảng từ 0,021 – 0,027 g/cm3 (tương đương 21-27 kg/m3), so sánh với các vật liệu

nhựa hiện có trên thị trường như kaldnes khoảng 90-150 kg/m3 thì thấy rõ vật liệu

mang DHY nhẹ hơn và nó sẽ di chuyển trong nước hiệu quả hơn.

Trong môi trường nước, vật liệu mang chứa khoảng 92 % nước, chỉ nhỏ hơn

8% do vật liệu mang chiếm chỗ nên hoàn toàn có thể coi nó có khối lượng riêng

trung bình ngang với của nước, và do tính ưa nước không cao của vật liệu polyme

cùng với sự dính bám của khí trên chất mang khi vận hành nên vật liệu có xu

hướng nổi lên trên bề mặt nước. Vì vậy việc bổ sung phụ gia CaCO3 tạo môi

trường thuận lợi cho vi khuẩn phát triển, ngoài ra nó còn làm tăng trong lượng và

tăng khả năng ngập nước của vật liệu.

Diện tích bề mặt của vật liệu được đánh giá qua phương pháp hình học với

diện tích bề mặt vật liệu nằm trong khoảng từ 6000-8000 m2/m3. Diện tích bề mặt

của chất mang sử dụng vào loại cao, kể cả khi so sánh nó với vật liệu cùng dạng

xốp như BioChip là 3000 m2/m3, sản phẩm mới của Đức [29], hay vật liệu PAV-gel

của Nhật là 2.500-3.000 m2/m3. Thì DHY vẫn có lợi thế của vật liệu có diện tích bề

mặt lớn là tích lũy được mật độ sinh khối cao trong khi vẫn duy trì được chiều dày

thấp của lớp màng vi sinh.

Hình 3.2a. Vật liệu được nuôi cấy thử nghiệm trong phòng thí nghiệm

78

Mật độ vi sinh trong vật liệu mang

Từ phương pháp phân tích khối lượng, đánh giá mật độ vi sinh trong vật liệu

mang theo thời gian, sau 60 ngày kết quả như bảng 3.2.

Bảng 3.2. Mật độ vi sinh trong bình nuôi theo thời gian

Thời gian (ngày)

(ngày)

Mật độ vi sinh (kg SK/m3.VLM)

(kg/m3 vật liệu mang) 0 0

10 1

20 2

30 3

40 4

60 6

Nhìn vào biểu đồ 3.1 và bảng

3.2 có thể thấy sự phát triển vi sinh

theo thời gian, và vi sinh vẫn có chiều

hướng tăng thêm chứng tỏ vật liệu

mang có khả năng tích lũy vi sinh cao.

So sánh với vật liệu mang cùng loại

khi ứng dụng trong nước thải mật độ

có thể lên tới 30 kg/m3 [32].

Hình ảnh của vật liệu mang trước khi nuôi

cấy (ngày 0)

Hình ảnh của vi sinh đã được dính bám

trong vật liệu mang

Hình 3.2b. Hình ảnh vật liệu mang và vi sinh dính bám trong vật liệu mang

Biểu đồ 3.1. Phát triển mật độ vi sinh

79

Hình 3.2c là ảnh chụp S.E.M đã cho thấy vi sinh bám trên vật liệu mang. Hình

ảnh chụp mặt trong và mặt ngoài của lớp màng đã cho thấy có sự hiển diện của vi

sinh Nitrifier (Nitrobacter và Nitrosomonas).

Hình ảnh vi khuẩn mặt ngoài lớp màng

Hình ảnh vi khuẩn mặt ngoài lớp màng

Hình ảnh vi khuẩn mặt trong lớp màng

Hình ảnh vi khuẩn mặt trong lớp màng

Hình 3.2c. Mặt trong và mặt ngoài lớp màng vi sinh

3.2. Mô hình pilot trong phòng thí nghiệm

3.2.1. Tốc độ nitrat hóa

Để khảo sát ảnh hưởng của nồng độ đầu vào lên quá trình nitrat hóa, các

bình phản ứng liên tục khuấy trộn với hàm lượng amoni đầu vào lần lượt là 10, 15,

20, 30, 40, 50 mgN/L. Nước đầu vào được bơm bằng bơm định lượng với các lưu

lượng khác nhau, sau đó mẫu nước được lấy tại đầu ra của bình phản ứng.

Kết quả thu được tính toán tốc độ phản ứng được trình bày ở bảng 3.3 như

sau:

80

Bảng 3.3. Ảnh hưởng của nồng độ N-NH4+ đầu vào lên tốc độ nitrat hóa

81

Tính toán Ks và r từ thực nghiệm theo phương trình Monod

Về tốc độ nitrat hóa, từ số liệu của bảng 3.3 tính toán tốc độ nitrat hóa theo

phương trình (2-5) và chuyển phương trình (2-7) thành dạng phụ thuộc tuyến tính

giữa tốc độ phản ứng và cơ chất ta có phương trình (2-8), tính toán được bảng 3.4

như sau:

Bảng 3.4. Tính toán tốc độ nitrat hóa theo nồng độ amoni đầu vào

So Sr Q(l/h) V(l) r 1/S 1/r

Nồng độ N-NH4+ 10mg/l

10.09 4.47 144.00 36 22.480 0.224 0.0445

10.55 2.46 96.00 36 21.573 0.407 0.0464

10.76 2.33 90.00 36 21.075 0.429 0.0474

9.88 1.29 72.00 36 17.180 0.775 0.0582

9.99 0.89 50.00 36 12.639 1.124 0.0791

9.75 0.66 45.00 36 11.363 1.515 0.0880


15.30 7.16 120.00 36 27.133 0.140 0.0369

14.80 6.15 90.00 36 21.625 0.163 0.0462

15.20 4.62 75.00 36 22.042 0.216 0.0454

15.90 2.96 60.00 36 21.567 0.338 0.0464

14.70 1.41 48.00 36 17.720 0.709 0.0564

14.90 0.82 28.80 36 11.264 1.220 0.0888

15.70 0.60 25.00 36 10.486 1.667 0.0954


20.40 12.20 120.00 36 27.333 0.082 0.0366

20.00 8.47 80.00 36 25.622 0.118 0.0390


20.90 7.09 56.25 36 21.578 0.141 0.0463

20.20 3.43 45.00 36 20.963 0.292 0.0477

19.70 2.44 40.00 36 19.178 0.410 0.0521

20.10 1.02 22.50 36 11.925 0.980 0.0839

20.10 0.43 14.40 36 7.868 2.326 0.1271

82

So Sr Q(l/h) V(l) r 1/S 1/r


30.00 14.20 48.00 36 21.067 0.070 0.0475


30.25 10.30 45.00 36 24.938 0.097 0.0401

30.25 8.56 36.00 36 21.690 0.117 0.0461

29.25 5.58 30.00 36 19.725 0.179 0.0507

30.00 1.90 20.00 36 15.611 0.526 0.0641

31.25 1.05 14.40 37 11.754 0.952 0.0851

31.25 0.70 12.00 38 9.647 1.429 0.1037


39.75 19.70 36.00 36 20.050 0.051 0.0499

40.00 17.90 32.73 36 20.091 0.056 0.0498

40.00 14.44 27.69 36 19.662 0.069 0.0509

39.75 8.89 20.00 36 17.144 0.112 0.0583

39.20 4.44 18.00 36 17.380 0.225 0.0575

41.50 2.86 16.09 37 16.800 0.350 0.0595

41.50 1.80 12.67 38 13.233 0.556 0.0756

41.50 1.15 10.29 39 10.642 0.870 0.0940


49.75 23.53 30.00 36 21.850 0.042 0.0458

50.50 19.07 24.32 36 21.236 0.052 0.0471

50.50 16.56 24.00 36 22.627 0.060 0.0442

49.75 11.50 17.91 36 19.030 0.087 0.0525

49.25 2.33 12.24 36 15.959 0.429 0.0627

49.25 2.26 12.04 37 15.291 0.442 0.0654

49.25 1.10 9.00 38 11.404 0.909 0.0877

83

Biểu đồ 3.2. Biểu đồ biểu diễn sự phụ thuộc giữa 1

rvà

1

S

Từ biểu đồ 3.2 và kết quả tính toán từ bảng 3.4 có thể tính toán được tốc độ

chuyển hóa cực đại (rm) và Chỉ số bán bão hòa (Ks) của các nồng độ amoni đầu

vào. Bảng 3.5 ghi lại các giá trị rmax và Ks.

84

Bảng 3.5. Giá trị Chỉ số bán bão hòa (Ks) và tốc độ nitrat hóa

Nồng độ

N-NH4+

(mg/L)

Ks

rmax

(mgN/L.h)

Stiêu chuẩn

(mgN/L)

r

(mgN/L.h)

Tải lượng nitrat

hóa theo

20% VLM

(gN/m3.VLM.ngày)

Thời gian

lưu thủy lực

(giờ)

(=(So-Sr)/r)

10 1.13 30.40 2.30 20.40 2447.46 0.38

15 1.07 28.33 2.30 19.31 2317.57 0.66

20 1.08 27.03 2.30 18.39 2206.24 0.96

30 1.09 24.39 2.30 16.57 1988.47 1.67

40 1.09 21.19 2.30 14.38 1725.43 2.62

50 1.06 22.57 2.30 15.44 1852.47 3.09

Bảng 3.5 là kết quả tính toán Chỉ số bán bão hòa Ks từ thực nghiệm. Chỉ số

bán bão hòa cho biết mức độ cần thiết để vi sinh vật phát triển đạt mức bằng một

nửa mức cực đại. Chỉ số bán bão hòa Ks về thực chất là đại lượng nồng độ cơ chất

cho phép đạt một nửa giá trị rmax. Các nghiên cứu trong tài liệu [22] cho giá trị Ks

giao động trong khoảng 0,26-1,84 thì trong thí nghiệm này giá trị là 1,06-1,13 cho

thấy có sự tương đồng và thể hiện được tính đại diện của kết quả.

Kết quả Ks và rmax tìm được trong bảng 3.5 thay vào phương trình 2-7 với

giá trị amoni đầu ra theo QCVN là 3mg/L (2,3mgN/L) sẽ xác định được giá trị tốc

độ nitrat hóa trung bình là 17,41 mgN/L.h quy đổi về tải lượng xử lý amoni theo

20% vật liệu mang vi sinh trung bình là 2089,61 gN/m3.VLM.ngày.

Tính toán k, n và r từ thực nghiệm theo phương trình tổng quát

Từ số liệu của bảng 3.3 tính toán tốc độ nitrat hóa theo phương trình (2-5) và

phương trình tổng quát (2-6), vẽ biểu đồ dạng phụ thuộc tuyến tính giữa tốc độ

phản ứng và cơ chất từ đó xác định hằng số tốc độ phản ứng k, bậc phản ứng n theo

kết quả thực nghiệm bảng 3.4 như sau:

85

Biểu đồ 3.2a. Biểu đồ biểu diễn sự phụ thuộc giữa r và Sra

Từ biểu đồ 3.2a và kết quả tính toán từ bảng 3.4 có thể tính toán được tốc độ

nitrat hóa và hằng số tốc độ phản ứng k, bậc phản ứng n của các nồng độ amoni đầu

vào. Bảng 3.5a ghi lại các giá trị k và n.

Khi nồng độ amoni tăng từ 10, 15, 20, 30, 40, 50 mgN/L, hằng số tốc độ k

có giá trị tương ứng là: 14,12; 13,25; 11,85; 12,05; 12,32 và 12,89. Hằng số tốc độ

của phản ứng oxy hóa amoni ổn định quanh giá trị trung bình là 12,75.

Khi nồng độ amoni tăng từ 10, 15, 20, 30, 40, 50mgN/L, bậc phản ứng n có

86

xu hướng giảm dần và có xu hướng tiến về 0. Các giá trị n tương ứng với các nồng

độ amoni đầu vào là: 0,39; 0,35; 0,36; 0,27; 0,17 và 0,18. Khi nồng độ amoni đầu

vào tăng, tốc độ khuếch tán của amoni qua lớp màng vi sinh diễn ra nhanh và thuận

lợi.

Nồng độ amoni đầu vào càng cao làm cho luôn dư thừa cơ chất nên tốc độ

của phản ứng oxy hóa amoni không phụ thuộc vào nồng độ amoni đầu vào, vì vậy

khi nồng độ amoni cao trong một phạm vi nào đó, phương trình tốc độ của phản

ứng oxy hóa amoni có dạng bậc 0.

Nồng độ amoni đầu vào càng thấp, sự chênh lệch nồng độ càng nhỏ, tốc độ

oxy hóa càng giảm. Vì vậy, ở vùng nồng độ thấp bậc của phản ứng có xu hướng

tiến về 1, tức là quá trình oxy hóa amoni phụ thuộc vào nồng độ.

Bảng 3.5a. Giá trị k, n và tốc độ nitrat hóa

Nồng độ

NH4+

(mgN/L)

k n Stiêu chuẩn

(mgN/L)

Tốc độ phản

ứng r

(mgN/L.h)

Tải lượng nitrat hóa

theo 20% VLM

(gN/m3.VLM.ngày)

Thời gian lưu

thủy lực (giờ)

(=(So-Sr)/r)

10 14.12 0.39 2.30 19.53 2,344.05 0.39

15 13.25 0.35 2.30 17.70 2,123.67 0.72

20 11.86 0.36 2.30 16.01 1,921.78 1.11

30 12.05 0.27 2.30 15.06 1,807.19 1.84

40 12.32 0.17 2.30 14.24 1,709.09 2.65

50 12.89 0.18 2.30 14.94 1,792.66 3.19

Kết quả k và n tìm được trong bảng 3.5a thay vào phương trình 2-6 với giá

trị amoni đầu ra theo QCVN là 3mg/L (2,3mgN/L) sẽ xác định được giá trị tốc độ

nitrat hóa trung bình là 16,25 mgN/L.h quy đổi về tải lượng xử lý amoni theo 20%

vật liệu mang vi sinh trung bình là 1950,00 gN/m3.VLM.ngày.

87

3.2.2 Xác định các thông số động học

Việc sử dụng phương trình tổng quát và phương trình Monod để tính toán

tốc độ nitrat hóa ở mục trên đã cho thấy sự đồng nhất về kết quả và có thể sử dụng

phương trình Monod để tiếp tục xác định các thông số động học cơ bản như k, Ks,

Y và kp. Cụ thể như sau:

Tính toán hệ số tiêu thụ cơ chất k và chỉ số bán bão hòa Ks từ thực

nghiệm

Từ biểu thức (2-31) : S

o

K.X 1

S S k.S k

Gọi o

.X

S S

là hàm số,

1

S là biến số khi đó phương trình trên trở thành

phương trình đường thẳng y = ax + b, có độ dốc là SK

S, và đoạn cắt trục tung

là 1

k.

Tính toán được hệ số tiêu thụ cơ chất k, và chỉ số bán bão hòa Ks theo bảng 3.6

Từ bảng tính toán các thông số từ phương trình 2-27 vẽ biểu đồ phụ thuộc

tuyến tính giữa o r

.X

S S

và

1

S. Từ đó tìm được Ks và k từ thực nghiệm.

88

Bảng 3.6. Các tính toán các thông số từ biểu thức 2-27

X(mg/l) HRT (ngày) HRT (giờ) So(mgN/l) S(mgN/l)

Nồng độ N-NH4+ mg/L

1200 0.01 0.25 10.09 4.47 2.22 0.22

1200 0.02 0.38 10.55 2.46 2.32 0.41

1200 0.02 0.40 10.76 2.33 2.37 0.43

1200 0.02 0.50 9.88 1.29 2.91 0.78

1200 0.03 0.72 9.99 0.89 3.96 1.12

1200 0.03 0.80 9.75 0.66 4.40 1.52 Nồng độ N-NH4

+ 15 mg/L

1200 0.01 0.30 15.30 7.16 1.84 0.14

1200 0.02 0.40 14.80 6.15 2.31 0.16

1200 0.02 0.48 15.20 4.62 2.27 0.22

1200 0.03 0.60 15.90 2.96 2.32 0.34

1200 0.03 0.75 14.70 1.41 2.82 0.71

1200 0.05 1.25 14.90 0.82 4.44 1.22

1200 0.06 1.44 15.70 0.60 4.77 1.67 Nồng độ N-NH4

+ 20 mg/L

1200 0.01 0.30 20.40 12.20 1.83 0.08

1200 0.02 0.45 20.00 8.47 1.95 0.12

1200 0.03 0.64 20.90 7.09 2.32 0.14

1200 0.03 0.80 20.20 3.43 2.39 0.29

1200 0.04 0.90 19.70 2.44 2.61 0.41

1200 0.07 1.60 20.10 1.02 4.19 0.98

1200 0.10 2.50 20.10 0.43 6.35 2.33 Nồng độ N-NH4

+ 30 mg/L

1200 0.03 0.75 30.00 14.20 2.37 0.07

1200 0.03 0.80 30.25 10.30 2.01 0.10

1200 0.04 1.00 30.25 8.56 2.31 0.12

1200 0.05 1.20 29.25 5.58 2.53 0.18

1200 0.08 1.80 30.00 1.90 3.20 0.53

1200 0.10 2.50 31.25 1.05 4.14 0.95

1200 0.13 3.00 31.25 0.70 4.91 1.43 Nồng độ N-NH4

+ 40 mg/L

1200 0.04 1.00 39.75 19.70 2.49 0.05

1200 0.05 1.10 40.00 17.90 2.49 0.06

1200 0.05 1.30 40.00 14.44 2.54 0.07

1200 0.08 1.80 39.75 8.89 2.92 0.11

1200 0.08 2.00 39.20 4.44 2.88 0.23

1200 0.10 2.30 41.50 2.86 2.98 0.35

1200 0.13 3.00 41.50 1.80 3.78 0.56

1200 0.15 3.50 41.50 1.15 4.34 0.87 Nồng độ N-NH4

+ 50 mg/L

1200 0.05 1.20 49.75 23.53 2.29 0.04

1200 0.06 1.48 50.50 19.07 2.35 0.05

1200 0.06 1.50 50.50 16.56 2.21 0.06

1200 0.08 2.01 49.75 11.50 2.63 0.09

1200 0.12 2.94 49.25 2.33 3.13 0.43

1200 0.12 2.99 49.25 2.26 3.18 0.44

1200 0.17 4.00 49.25 1.10 4.15 0.91

89

Biểu đồ 3.3. Biểu đồ biểu diễn sự phụ thuộc tuyến tính giữa 0 r

.x

S S

và

1

S

Từ các phương trình từ các biểu đồ tìm được Ks/k và 1/k

Bảng 3.7. Hằng số Ks và k tính toán thực nghiệm

N-NH4+ (mg/L) Ks/k 1/k k Ks

10 1.86 1.65 0.61 1.13

15 1.89 1.76 0.57 1.07

20 1.95 1.93 0.52 1.01

30 2.04 2.09 0.48 0.98

40 2.22 2.42 0.41 0.92

50 2.11 2.24 0.45 0.94

90

Từ bảng 3.7 tính toán được hệ số tiêu thụ cơ chất k và Chỉ số bán bão hòa

Ks, so sánh hai phương pháp giải phương trình khác nhau của bảng 3.5 và bảng 3.7

cho thấy Chỉ số bán bão hòa Ks được giải ra từ hai phương trình để tính toán thực

nghiệm là tương đương nhau. Từ bảng 3.7 vẽ biểu đồ biểu diễn mối quan hệ giữa

nồng độ N-NH4+đầu vào với k và Ks.

Biểu đồ 3.4. Mối quan hệ giữa nồng độ N-NH4+đầu vào với k và Ks

Từ bảng 3.7 kết quả tính toán k và Ks có thể thấy, hệ số tiêu thụ cơ chất tăng

khi nồng độ N-NH4+ đầu vào giảm, giá trị k từ 0,4-0,6. Với chỉ số bán bão hòa Ks

cũng dao động ổn định quanh giá trị trung bình là 1. Chỉ số bán bão hòa Ks trong

khoảng từ 0,92-1,13 là phù hợp với các nghiên cứu [21,22,24].

Xác định hiệu suất sinh khối Y và hệ số phân hủy nội sinh kp

Giữa lượng sinh khối tạo thành và lượng cơ chất tiêu hao tồn tại mối quan hệ

tỉ lệ thuận: cơ chất sử dụng nhiều thì lượng sinh khối tạo thành lớn. Tính toán hiệu

suất sinh khối Y và phân hủy nội sinh kp từ thực nghiệm theo công thức (2-22) hay:

sup

c

Yv1k

X

Từ bảng tính toán được bảng số liệu như sau:

91

Bảng 3.8. Bảng tính toán số liệu theo công thức 2-25

92

Từ bảng 3.8 vẽ biểu đồ biểu diễn sự phụ thuộc tuyến tính giữa c

1

và suv

Xtừ

đó tìm ra được hiệu suất sinh khối Y và hệ số phân hủy nội sinh kp.

Biểu đồ 3.5. Phụ thuộc tuyến tính giữa c

1

và suv

X

Từ các biểu đồ trên thu được kết quả ở bảng sau:

Bảng 3.9. Kết quả thực nghiệm các thông số Y và kp

Nồng độ N-NH4+ mg/L Y kp

10 0.38 0.04

15 0.29 0.04

20 0.26 0.04

30 0.13 0.01

40 0.15 0.03

50 0.10 0.02

93

Biểu đồ 3.6. Biểu đồ hiệu suất sinh khối Y và hằng số phân hủy nội kp

Từ biểu đồ tính toán được hiệu suất sinh khối Y và hằng số phân hủy nội kp,

có thể có một vài nhận xét về sự hình thành sinh khối như sau: khi nồng độ amoni

càng tăng hiệu suất sinh khối có su thế giảm tuy nhiên các giá trị dao động trong

khoảng hẹp 0.1-0.38, so sánh với các giá trị trong tài liệu [21,22,24] trong khoảng

0,1-0,3 cho thấy giá trị Y tìm được trong thí nghiệm có độ tin cậy cao, hiệu suất

sinh khối tạo thành mang ý nghĩa là khi tiêu hao một lượng cơ chất sẽ sinh ra được

một lượng sinh khối nào đó. Giá trị Y cao đồng nghĩa với thời gian khởi động hệ

thống ngắn và lượng bùn dư cần thải cao. Còn đối với hằng số phân hủy nội sinh là

một thông số đánh giá sự suy giảm vi sinh vật có trong hệ. Từ kết quả có được có

thể thấy, sự phân hủy nội sinh diễn ra không quá khác nhau khi thay đổi nồng độ

N-NH4+ đầu vào. Giá trị kp thấp thể hiện khả năng duy trì hoạt tính cao của vi sinh

vật trong hệ xử lý dao động trong khoảng 0.01-0.04 cũng tương đương với các giá

trị trong nghiên cứu [21,22,24].

3.2.3 Xác định phương trình tốc độ khử nitrat riêng (U) đồng thời trong hệ

bể hiếu khí

Hệ thống thí nghiệm được bố trí theo dòng liên tục để đánh giá khả năng

khử nitrat bên trong lớp màng của vật liệu DHY trong hệ phản ứng hiếu khí và

không bổ sung cơ chất (có nghĩa là quá trình khử nitrat sẽ sử dụng cơ chất từ phân

hủy nội sinh).

94

Bảng 3.10. Đánh giá khả năng khử nitrat đồng thời trong hệ hiếu khí

Thời gian

lưu (giờ)

N-

NH4+ vào

(mgN/l)

N-

NH4+

ra

(mgN

/l)

N-NO3-

vào

(mg/L)

N-NO3-

ra

(mg/L)

N-

NO2-

vào

(mg/L)

N-NO2-

ra

(mg/L)

T-N

vào

(mg/L)

T-N

ra

(mg/L)

Tốc độ

khử

(mgN/L.

h)

U

(gN/gSK)

T.gian

lưu tế

bào

(Ngày)

Nồng độ N-NH4+ 10 mg/L

0.3 9.60 1.15 0.28 2.27 0.04 2.17 9.92 5.59 17.30 0.014 6.25

0.4 9.60 0.95 0.28 2.41 0.04 1.98 9.92 5.34 11.44 0.010 10.00

0.6 9.60 0.63 0.28 2.41 0.04 1.58 9.92 4.62 8.82 0.007 15.00

0.8 9.60 0.58 0.28 2.21 0.04 1.31 9.92 4.10 7.27 0.006 20.00

1.0 9.60 0.43 2.21 2.73 0.04 0.82 11.85 3.98 7.87 0.007 25.00

Nồng độ N- NH4+ 20 mg/L

0.5 21.90 5.35 0.52 6.77 0.04 1.48 22.46 13.60 17.72 0.015 12.50

1.0 21.90 3.20 0.52 7.14 0.04 1.84 22.46 12.18 10.28 0.009 25.02

1.5 21.90 2.40 0.52 10.58 0.04 0.21 22.46 13.20 6.11 0.005 37.94

2.0 21.90 1.10 0.52 10.75 0.04 0.08 22.46 11.93 5.26 0.004 50.13

2.5 21.90 0.32 0.52 11.62 0.04 0.00 22.46 11.94 4.21 0.004 62.71


0.5 24.60 9.50 0.36 6.10 0.07 1.07 25.04 16.66 16.75 0.014 12.50

0.7 24.60 5.28 0.36 8.13 0.07 1.78 25.04 15.19 14.77 0.012 16.67

1.0 24.60 3.64 0.36 8.57 0.07 2.15 25.04 14.36 10.68 0.009 25.00

1.5 24.60 1.20 0.36 12.70 0.07 0.52 25.04 14.42 7.01 0.006 37.88

2.0 24.60 0.54 0.36 13.04 0.07 0.38 25.04 13.96 5.54 0.005 50.00

2.5 24.60 0.38 0.36 14.52 0.07 0.00 25.04 14.90 4.05 0.003 62.50


0.5 31.30 9.70 0.47 7.84 0.04 4.50 31.81 22.04 19.54 0.016 12.50

0.7 31.30 5.50 0.47 8.24 0.04 4.23 31.81 17.97 18.54 0.015 18.66

1.3 31.30 4.68 0.47 10.91 0.04 4.17 31.81 19.76 9.64 0.008 31.25

2.0 31.10 1.50 0.47 12.65 0.04 3.42 31.61 17.57 7.02 0.006 50.00

2.7 31.10 1.09 0.47 13.98 0.04 3.22 31.61 18.29 4.98 0.004 66.84

3.3 31.10 0.76 0.47 16.55 0.04 3.10 31.61 20.42 3.36 0.003 83.33


0.7 38.00 12.7

0

0.51 7.02 0.03 2.40 38.55 22.13 22.00 0.018 18.66

1.3 38.00 5.15 0.51 10.66 0.03 6.30 38.55 22.11 13.15 0.011 31.25

2.0 38.00 2.84 0.51 16.90 0.03 0.61 38.55 20.35 9.10 0.008 50.00

2.7 38.00 1.20 0.51 18.58 0.03 0.37 38.55 20.15 6.88 0.006 66.84

3.3 38.00 0.84 0.51 21.70 0.03 0.00 38.55 22.54 4.80 0.004 83.33


0.75 49.00 18.0

0

0.50 9.10 0.04 2.89 49.54 29.99 26.19 0.02 18.66

1.25 49.00 12.0

0

0.50 10.61 0.04 6.42 49.54 29.03 16.40 0.01 31.25

2.00 49.00 6.55 0.50 16.48 0.04 6.91 49.54 29.94 9.80 0.01 50.00

2.67 49.30 4.12 0.50 20.71 0.04 4.81 49.84 29.64 7.56 0.01 66.84

3.33 49.30 2.70 0.50 24.21 0.04 2.74 49.84 29.65 6.06 0.01 83.33

95

Từ biểu đồ thu thập được các giá trị k và n theo bảng sau:

Bảng 3.11. Giá trị k và n từ thực nghiệm

Nồng độ N-NH4+ (mg/L) k n

10 0.04 0.60

20 0.06 0.60

25 0.07 0.65

30 0.20 0.92

40 0.45 1.08

50 0.48 1.03

Biểu đồ 3.7. Đánh giá khả năng khử nitrat đồng thời trong hệ hiếu khí

96

Biểu đồ 3.8. Biểu đồ hồi quy số liệu

Từ biểu đồ 3.8 có thể lựa chọn k và n giá trị trung bình theo biểu đồ hồi quy

số liệu cho phương trình thực nghiệm tính toán tốc độ khử nitrat riêng U = k.c-n .

Trong các tài liệu [23,24] đã đưa ra phương trình kinh nghiệm với các giá trị

k = 0,12 và n = 0,76 so sánh với các giá trị tìm được trong thí nghiệm là k trong

khoảng 0,04-0,48 và n trong khoảng 0,6-1,03 là khá rộng, vì vậy cần phải thử

nghiệm tính toán cho pilot hiện trường để kiểm chứng và đưa ra thông số đại diện

cho phương trình.

3.2.4. Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình nitrat hóa và khử nitrat

Ảnh hưởng của nồng độ amoni lên quá trình nitrat hóa: Sự thay đổi nồng

độ amoni trong quá trình thí nghiệm được biểu diễn trong bảng 3.12 và biểu đồ 3.9.

Bảng 3.12. Sự suy giảm nồng độ amoni theo thời gian

Thời gian (phút) Nồng độ N-NH4+ (mg/L)

0 10 15 20 25 30 40 50

15 8.1 12.4 15.65

30 5.75 8.25 11.7 16.8 23.17 29.7 37.3

45 3.25 5.2 7.5 12.5 19.4 25.2 33.8

60 0.25 2.1 4.48 11.8 15.7 20.3 25.7

75

0.6 1.65 8.6 12.8 18.2 22.5

90

6.4 8.92 13.7 17.9

120

2.8 4.37 6.91 11.5

150

2.15 3.73 5.12

180

2.01 2.94

97

Biểu đồ 3.9 và bảng 3.12 có thể thấy rằng, nồng độ amoni giảm dần theo

thời gian, nồng độ N-NH4+ đầu vào càng cao thì thời gian lưu thủy lực càng dài.

Biểu đồ 3.9 biểu diễn giá trị biến thiên nồng độ N-NH4+ theo thời gian, khi lập

phương trình theo thực nghiệm với phương trình S = S0.e-kt được hệ số tốc độ phản

ứng k lần lượt là 0,055; 0,042; 0,032; 0,018; 0,017 và 0,016 tương ứng với các

nồng độ 10, 15, 20, 25, 30, 40, 50 mgN/L. Kết quả cho thấy tốc độ nitrat hóa giảm

gần như tuyến tính trong vùng nồng độ thấp [49], trong trường hợp vùng nồng độ

cao thì tốc độ nitrat hóa giảm không đáng kể điều này chứng tỏ có sự ức chế của

amoni và nitrit lên quá trình nitrit hóa và nitrat hóa [81]. Thêm nữa, cũng có thể

giải thích của việc hệ số tốc độ phản ứng giảm do tăng nồng độ amoni như sau: giả

sử vi sinh vật là nguồn tiêu thụ cơ chất còn amoni là thức ăn, mật độ vi sinh vật

trong bình phản ứng không thay đổi, tuy nhiên nồng độ amoni tăng lên (thức ăn),

tức là tỉ lệ F/M (thức ăn/ vi sinh vật) tăng lên. Nguồn thức ăn tăng lên, trong khi đó

nguồn tiêu thụ ổn định, do vậy hàm lượng amoni giảm chậm vì thế hệ số tốc độ

phản ứng nhỏ dần.

Ảnh hưởng của mật độ vật liệu mang lên tốc độ nitrat hóa: Thí nghiệm

được tiến hành bàng kỹ thuật theo mẻ, mật độ vật liệu mang với nồng độ lần lượt là

10, 15, 20, 25, 30% cho mỗi bình phản ứng cùng thể tích. Cố định nồng độ amoni

đầu vào là 20 mgN/L và đảm bảo các điều kiện về độ kiềm, DO, pH và phốt pho.

Bình thí nghiệm được bố trí như hình 2.4 cho mỗi bình (05 bình). Vật liệu mang

được nuôi trong một môi trường đồng nhất để đạt cùng mật độ vi sinh khoảng

6000 g/m3.vật liệu mang. Cứ 15 phút lấy mẫu phân tích phân tích xác định nồng độ

Biểu đồ 3.9. Ảnh hưởng của thời gian lưu tới tốc độ nitrat hóa

98

amoni tại mỗi bình và kết quả được tổng hợp trong bảng 3.13.

Bảng 3.13. Ảnh hưởng của mật độ vật liệu mang tới tốc độ nitrat hóa

Mật độ (%)

Thời gian (phút) 10 15 20 25 30

0 19.30 19.30 20.00 20.70 20.30

15 17.30 16.70 15.65 13.70 12.10

30 15.60 13.41 11.70 7.92 6.25

45 12.10 9.92 7.50 5.43 4.43

60 8.85 7.14 4.48 2.15 1.76

75 5.17 4.14 1.65 1.17 0.34

90 2.98 2.08 1.30 0.65 0.24

Các số liệu từ bảng 3.13 và biểu đồ 3.10 có thể thấy rằng, mật độ càng tăng

thì tốc độ oxy hóa càng tăng. Có thể thấy rằng, hệ số tốc độ phản ứng tăng lần lượt

là 0.02; 0.02; 0.03; 0.04; 0.05 tương ứng khi mật độ vật liệu mang tăng là 10%;

15%; 20%; 25% và 30%. Tốc độ nitrat hóa phụ thuộc vào mật độ sinh khối, tức là

phụ thuộc vào vật liệu mang. Tăng vật liệu mang đồng nghĩa tăng sinh khối trong

bình phản ứng do đó tốc độ phản ứng tăng lên. Theo kết quả thí nghiệm khi tăng

mật độ VLM lên 3 lần thì tốc độ phản ứng chỉ tăng lên 2 lần, điều này có thể giải

thích rằng khi tăng VLM (tăng sinh khối) thì có sự cạnh về oxyvà amoni, hơn nữa

khi tăng VLM cũng làm cho khả năng chuyển động của chúng bị giảm xuống. Mật

độ vật liệu mang lớn có thể gây ra quá trình ma sát giữa các vật liệu dẫn đến quá

trình mài mòn vật liệu mang và làm bong tróc lớp màng vi sinh. Với các quan sát

trong các bình thí nghiệm thì mật độ vật liệu mang 20-25% thì các hạt vật liệu vẫn

Biểu đồ 3.10. Ảnh hưởng của mật độ vật liệu mang tới quá trình nitrat hóa

99

Biểu đồ 3.11. Sự biến thiên amoni, nitrat theo các nồng độ oxy khác nhau

chuyển động tốt nhưng bình với mật độ 30% cho thấy chuyển động của các hạt vật

liệu bắt đầu khó khăn. So sánh với các nghiên cứu trước đây [3,12,15,16, 42,43, 28,

29] đều sử dụng vật liệu mang với mật độ 70-80% thì chứng tỏ sự hiệu quả hiệu

suất xử lý, tiết kiệm năng lượng sục khí và giảm chi phí vật liệu mang đáng kể.

Ảnh hưởng của nồng độ oxy(DO) lên tốc độ nitrat hóa: Sự thay đổi nồng

độ oxytrong quá trình thí nghiệm được biểu diễn trong bảng 3.14 và biểu đồ 3.11.

Bảng 3.14. Diễn biến xử lý amoni trong điều kiện các nồng độ oxy khác nhau

Thời

gian

(phút)

DO = 1 (mgO2/L) DO = 3 (mgO2/L) DO = 5 (mgO2/L) DO = 7 (mgO2/L)

N-NH4+ N-NO2

- N-

NO3-

N-

NH4+

N-

NO2-

N-

NO3-

N-NH4+

N-

NO2+

N-

NO3+

N-NH4+

N-

NO2+

N-

NO3+

0 20.00 0.02 1.23 20.00 0.03 1.23 20.00 0.03 1.23 20.01 0.04 0.47

30 18.70 0.03 2.00 16.35 0.03 2.30 14.75 0.04 4.00 13.40 0.05 1.51

60 17.40 0.03 2.10 13.60 0.04 2.30 11.20 0.05 4.10 8.50 0.06 5.30

90 16.50 0.04 3.00 11.30 0.05 3.34 7.05 0.06 4.23 4.50 0.07 6.14

120 15.34 0.03 4.10 8.55 0.04 5.34 3.95 0.05 6.31 1.70 0.05 7.20

150 14.56 0.03 4.20 6.90 0.03 8.12 2.00 0.04 8.70 0.80 0.05 9.10

180 13.23 0.02 4.20 5.70 0.03 8.63 1.20 0.03 9.30 0.50 0.04 9.50

Từ kết quả của bảng 3.14 và biểu đồ 3.11 cho nhận xét như sau: Trong điều

kiện nồng độ oxy thấp khả năng oxy hoá amoni thấp, tăng dần lên khi nồng độ oxy

tăng. Cụ thể trong điều kiện nồng độ oxy được duy trì trong các khoảng sau

100

1-1,5 mgO2/L, 2-3 mgO2/L, 4-5mgO2/L, 6-7 mgO2/L, trong thời gian 2 giờ, hiệu

quả oxy hoá amoni đạt được tương ứng là 23,3%, 57,25%, 80,25% và 91,5%. Kết

quả này cho thấy sự phù hợp với phương trình 3-12 của Monod về sự ảnh hưởng

của nồng độ oxy. Thí nghiệm cho thấy nồng oxy hòa tan cao hơn khoảng

2-3 mgO2/L thì vi sinh vật tự dưỡng phát triển mạnh và thấp hơn 1 mgO2/L thì gây

ra sự suy giảm mạnh điều này phù hợp với các nghiên cứu [23,24]. Như vậy ta thấy

rõ được vai trò quan trọng của oxy trong quá trình nitrat hóa nồng độ oxy tăng thì

tốc độ xử lý amoni cũng tăng tuyến tính và hiệu quả xử lý tối ưu khi nồng độ oxy

lớn hơn 4 mgO2/L.

Nồng độ nitrat tăng dần lên khi nồng độ oxytrong bình tăng cụ thể là 4,1;

5,35; 6,31; 7,2 mgN-NO3-/L tương ứng với 1, 3, 5, 7 mgO2/L, trong thời gian 2 giờ.

Có nghĩa là nồng độ oxy đã ảnh hưởng đến quá trình khử nitrat hay nói cách khác

môi trường giầu oxy đã làm cho không gian thiếu khí bị thu hẹp [23]. Tuy nhiên

mức độ ảnh hưởng này không cao và hàm lượng nitrat vẫn nằm dưới tiêu chuẩn cho

phép theo QCVN01:2009/BYT.

Thí nghiệm này cũng lý giải thêm khả năng khử nitrat ngay trong điều kiện

hiếu khí với nồng độ oxy cao. Vật liệu dạng xốp DHY đã tạo điều kiện hình thành

lớp thiếu khí phía bên trong VLM và cũng chứng minh hệ số khuếch tán của oxy

trong nước chậm hơn 5 lần so với nitrat [81] nên đã tạo ra môi trường giàu nitrat

phía trong lớp màng tạo điều kiện quá trình khử nitrat.

Đánh giá hiệu quả nitrat hóa khi thí nghiệm với nhiều bình nối tiếp: Thí

nghiệm được tiến hành với các bình mắc nối tiếp, gồm các hệ bình: 2 bình nối tiếp,

3 bình nối tiếp nhau với lưu lượng đầu vào Q, thể tích các bình bằng nhau. Mục

đích của thí nghiệm nhằm đánh giá và tăng hiệu suất phản ứng trong hệ, khi đó đầu

ra của bình phản ứng trước trở thành đầu vào của bình phản ứng sau, nồng độ của

cơ chất có trong hệ giảm và sản phẩm tăng ở các bình nối tiếp.

Ảnh hưởng số lượng bình phản ứng tới hiệu suất của quá trình oxy hóa

amoni trong các bình phản ứng được đánh giá trong bảng 3.15.

101

Bảng 3.15. Ảnh hưởng của số lượng bình phản ứng lên tốc độ oxi hóa amoni

102

-

10.00

20.00

30.00

40.00

50.00

60.00

70.00

80.00

90.00

100.00

0.00 1.00 2.00 3.00 4.00 5.00

Hiệ

u s

uấ

t (%

)

Thời gian (h)

1binh-10mgN/l

2binh-10mgN/l

3binh-10mgN/l

-

10.00

20.00

30.00

40.00

50.00

60.00

70.00

80.00

90.00

100.00

0.00 1.00 2.00 3.00 4.00 5.00

Hiệ

u s

uấ

t (%

)

Thời gian (h)

1binh-20mgN/l

2binh-20mgN/l

3binh-20mgN/l

-

10.00

20.00

30.00

40.00

50.00

60.00

70.00

80.00

90.00

100.00

0.00 1.00 2.00 3.00 4.00 5.00

Hiệ

u s

uấ

t (%

)

Thời gian (h)

1binh-30mgN/l

2binh-30mgN/l

3binh-30mgN/l

-

10.00

20.00

30.00

40.00

50.00

60.00

70.00

80.00

90.00

100.00

0.00 1.00 2.00 3.00 4.00 5.00

Hiệ

u s

uấ

t (%

)

Thời gian (h)

1binh-40mgN/l

2binh-40mgN/l

3binh-40mgN/l

-

10.00

20.00

30.00

40.00

50.00

60.00

70.00

80.00

90.00

100.00

0.00 1.00 2.00 3.00 4.00 5.00

Hiệ

u s

uấ

t (%

)

Thời gian (h)

1binh-50mgN/l

2binh-50mgN/l

3binh-50mgN/l

Biểu đồ 3.12. Ảnh hưởng của số lượng

bình phản ứng đến hiệu suất của quá

trình nitrat hóa So=10-50 mgN/L

Trong bảng 3.15 so sánh hiệu quả oxy hóa amoni trong hệ 1 bình, 2 bình và

3 bình thì đầu cho thấy tại cùng 1 thời gian lưu thủy lực cho cả hệ thì hiệu suất xử

lý đối với hệ 2 bình và 3 bình đều cao hơn hệ 1 khoảng 5-10%. Điều này đã chứng

tỏ rằng vi sinh oxy hóa amoni bị ức chế bởi nồng độ đầu vào vì vậy việc phân chia

làm nhiều bình chính là biện pháp giảm nồng độ cơ chất đầu vào sẽ tạo điều kiện để

vi khuẩn thích nghi và phát triển nhanh làm tăng tốc độ nitrat hóa. Đây là yếu tố

đánh giá để lưu ý khi thiết kế bể MBBR cần bố trí tối thiểu hai ngăn.

Đánh giá hiệu quả khử nitrat đồng thời trong hệ hiếu khí: Kết quả thí

103

nghiệm theo mẻ với mật độ vật liệu mang 20% và nồng độ N-NH4+ thay đổi từ 10;

15; 20; 25 và 30 mgN/L được thể hiện trong bảng 3.16 như sau:

Bảng 3.16. Khả năng khử nitrat đồng thời trong bể hiếu khí

Thời gian (phút) Thời

gian lưu

(h)

N-NH4+

(mgN/L)

N-NO3

(mgN/L)

N-NO2

(mgN/L)

T-N

(mgN/L)

Nồng độ N-NH4+ 10mg/L

0 - 10.00 0.76 0.08 10.85

15 0.25 6.85 3.61 0.35 10.81

30 0.50 5.00 4.39 0.27 9.67

45 0.75 2.85 5.55 0.30 8.70

60 1.00 0.55 6.96 0.20 7.71


0

15.00 0.97 0.19 16.17

15 0.25 10.50 4.62 0.96 16.08

30 0.50 8.65 4.18 1.23 14.06

45 0.75 5.60 6.87 1.77 14.24

60 1.00 3.65 7.36 1.52 12.53

75 1.25 2.30 9.09 0.91 12.30

Nồng độ N-NH4+ 20 mg/L

0

20.00 0.96 0.07 21.03

30 0.50 13.80 4.58 2.37 20.76

60 1.00 8.30 8.02 1.89 18.20

90 1.50 5.30 9.15 1.52 15.97

120 2.00 2.10 11.91 0.82 14.83


0

25.00 0.50 0.03 25.52

25 0.42 16.20 5.94 2.68 24.82

60 1.00 12.20 7.91 3.68 23.79

90 1.50 7.60 10.42 3.87 21.89

120 2.00 3.80 13.29 3.59 20.68

150 2.50 0.70 15.08 1.86 17.64


0

30.00 0.75 0.01 30.76

30 0.50 20.50 3.70 3.12 27.32

60 1.00 14.41 8.32 3.71 26.44

90 1.50 9.40 12.44 4.26 26.10

120 2.00 5.70 15.49 2.71 23.90

150 2.50 3.80 17.04 0.88 21.72

180 3.00 1.30 18.08 0.15 19.53

Từ kết quả thu được trong bảng 3.16 tiến hành vẽ biểu đồ 3.13 thể hiện mối

quan hệ giữa N-NH4+; nitrit và nitrat ứng với mỗi nồng độ amoni đầu vào

khác nhau.

104

-

5.00

10.00

15.00

0 50 100

Nồ

ng

độ

N-N

H4

(m

g/L

)

Thời gian (phút)

10mgN/L N-NH4 (mg/l)

N-NO2 (mg/l)

N-NO3 (mg/l)

-

5.00

10.00

15.00

20.00

0 50 100

Nồ

ng

độ

N-N

H4

(m

g/L

)

Thời gian (phút)


N-NO2 (mg/l)

N-NO3 (mg/l)

-

5.00

10.00

15.00

20.00

25.00

0 50 100 150

Nồ

ng

độ

N-N

H4

(m

g/L

)

Thời gian (phút)


N-NO2 (mg/l)

N-NO3 (mg/l)

-

5.00

10.00

15.00

20.00

25.00

30.00

0 100 200N

ồn

g đ

ộ N

-NH

4 (

mg

/L)

Thời gian (phút)

25mgN/L

N-NH4 (mg/l)N-NO2 (mg/l)N-NO3 (mg/l)

Biểu đồ 3.13. Khử nitrat đồng thời

trong bể hiếu khí

Bảng 3.16 và biểu đồ 3.13 cho thấy rằng với nồng độ nito amoni đầu vào lần

lượt là 10; 15; 20;25 mgN/L thì sau thời gian 60; 75; 120;150 phút cả 3 chi tiêu

amoni, nitrit và nitrat đều đảm bảo theo tiêu chuẩn 3; 3 và 50 mg/L. Điều này cho

thấy được khả năng khử nitrat đang diễn ra đồng thời với quá trình nitrat hóa trong

điều kiện hiếu khí. Riêng nồng độ nitơ amoni đầu vào 30 mgN/L thì trong thí

nghiệm này với thời gian lưu 180 phút (3h) thì nồng độ nitrat là 18,08 mgN/L vẫn

cao hơn tiêu chuẩn cho phép (11,3 mgN/L) nó cho thấy có sự giới hạn về khả năng

khử nitrat vì thiếu cơ chất.

Để đánh giá khả năng khử nitrat trong hệ, đánh giá ảnh hưởng của nồng độ

amoni đầu vào tới quá trình khử nitrat, bảng 3.17 đánh giá hiệu suất khử nitrat và

tốc độ khử nitrat khi thay đổi nồng độ amoni đầu vào.

105

Bảng 3.17. Ảnh hưởng của nồng độ N-NH4+ đầu vào tới hiệu suất khử nitrat

Nồng độ N-NH4+ (mg/L) Tốc độ khử nitrat (mg/L.h) Hiệu suất (%)

10 3.74 32.67

15 3.09 23.90

20 3.10 29.46

25 3.15 30.90

30 3.74 36.52

Số liệu thí nghiệm được lấy từ những thí nghiệm đánh giá ảnh hưởng của

nồng độ amoni đầu vào đến việc suy giảm nitơ theo thời gian của từng bình thí

nghiệm. Các số liệu thí nghiệm được trình bày trong bảng 3.18.

Bảng 3.18. Suy giảm nồng độ N theo thời gian

Thời gian T-N (mg N/l)

0 11.45 16.17 21.48 25.59 30.76

15 11.45 16.08 20.92 25.20 30.10

30 10.12 14.06 20.76 24.83 27.32

45 8.70 14.24 19.10 24.40 26.80

60 7.71 12.53 18.20 23.79 26.44

75

12.30 16.70 22.50 26.20

90

15.97 21.89 26.10

120

14.83 20.68 23.90

180

13.80 19.53

Biểu đồ 3.14 và bảng 3.18 ghi lại sự suy giảm nitơ trong hệ xử lý amoni theo

thời gian. Có thể thấy, lượng nitơ trong nước có sụt giảm, từ khoảng 25-35% tùy

thuộc vào thời gian lưu nước. Lượng nitơ sụt giảm khá nhiều chứng tỏ quá trình

khử nitrat có diễn ra và quá trình khử đã diễn ra trong điều kiện thiếu khí phía trong

màng vi sinh với việc sử dụng cơ chất từ phân hủy nội sinh

106

Ảnh hưởng của cơ chất lên quá trình khử nitrat: Để khảo quá trình này

thực hiện thí nghiệm theo mẻ sử dụng 5 bình, mỗi bình dung tích 5 lít, mật độ mang

20%, nồng độ amoni 30 mgN/L, pH = 8,2, độ kiềm 300 mgCaCO3/L, phốt pho

1,5 mgL, nước được bổ sung cơ chất là ethanol với tỷ lệ C/N lần lượt là 0; 0.5; 1; 2;

5. Sử dụng 2 quả sục khí đảm bảo sự xáo trộn hoàn toàn và tiến hành lấy mẫu 30

phút/lần cho đến khi các chỉ tiêu amoni, nitrit, nitrat về tiêu chuẩn cho phép. Kết

quả thí nghiệm thể hiện trong bảng 3.19 như sau:

Bảng 3.19. Kết quả xử lý amomi và khử nitrat khi có bổ sung cơ chất

C/N

Thời

gian

(phút)

NH4+ NO2

- NO3- T-N COD Tốc độ khử

N (mgN/l) (mgN/l) (mgN/l) (mgN/l) (mgO2/l) (mgN/L.h)

0 30.00 0.01 0.75 30.76 -

30 20.50 3.12 3.70 27.32

6.88

60 14.41 3.71 8.32 26.44

0.88

90 9.40 4.26 12.44 26.10

0.23

0 120 5.70 2.71 15.49 23.90

1.10

150 3.80 0.88 17.04 21.72

0.87

180 1.30 0.15 18.08 19.53

0.73

210 0.30 0.13 18.58 19.01

0.15

Hiệu suất (%) 99.00

38.21

3.92

0 30.00 0.01 0.75 30.76 16.30

30 25.10 2.00 2.96 30.06

1.40

60 18.25 2.30 6.66 27.21

2.86

90 12.21 2.80 8.71 23.72

2.32

Biểu đồ 3.14. Sự suy giảm N trong hệ

phản ứng theo thời gian

Biểu đồ 3.15. Tốc độ và hiệu suất khử

N theo nồng độ amoni đầu vào

107

C/N

Thời

gian

(phút)

NH4+ NO2

- NO3- T-N COD Tốc độ khử

N (mgN/l) (mgN/l) (mgN/l) (mgN/l) (mgO2/l) (mgN/L.h)

0.5 120 8.30 1.54 10.84 20.68

1.52

150 4.81 0.71 11.93 17.44

1.30

180 2.30 0.12 12.65 15.07

0.79

210 1.20 0.10 12.70 14.00 9.54 0.31


54.49

4.79

0 30 0.01 0.75 30.76 29.80

30 26.00 1.60 3.14 30.74

0.04

60 19.80 1.75 4.66 26.21

4.53

90 15.15 2.10 8.20 25.45

0.51

1 120 9.50 0.98 9.30 19.78

2.84

150 4.34 0.30 11.47 16.11

1.47

180 2.62 0.15 11.30 14.07

0.68

210 1.26 0.09 10.86 12.21 18.40 0.53


60.31

5.30

0 30 0.01 0.75 30.76 61.50

30 27.60 1.00 2.03 30.63

0.26

60 21.75 1.40 3.73 26.88

3.75

90 19.17 1.70 0.82 21.69

3.46

2 120 10.50 0.78 5.58 16.86

2.41

150 4.91 0.24 8.30 13.45

1.37

180 2.68 0.12 9.21 12.01

0.48

210 1.21 0.09 9.50 10.80 34.10 0.35


64.89

5.70

0 30 0.01 0.75 30.76 152.14

30 28.10 0.80 1.24 30.14

1.24

60 23.50 0.80 3.00 27.30

2.84

90 20.12 1.30 2.94 24.36

1.96

5 120 16.20 0.65 5.50 22.35

1.01

150 8.50 0.20 7.80 16.50

2.34

180 5.23 0.11 8.50 13.84

0.89

210 2.85 0.09 6.20 9.14 95.20 1.34


70.29

6.18

Kết quả trong Biểu đồ 3.16 và bảng 3.19 ghi lại tốc độ khử nitrat là 3,38;

108

4,79; 5,3; 5,7; 6,18 tương ứng với tỷ lệ C/N là 0; 0,5; 1; 2; 5 cho thấy rằng khi bổ

sung cơ chất đã làm hiệu suất khử nitơ từ 33% lên 70% tức là gấp khoảng 2 lần so

với trường hợp không bổ sung cơ chất. Chứng tỏ hiệu suất khử nitrat phụ thuộc

nồng độ cơ chất cũng như khả năng dễ sinh hủy của nó [22,24].

Tuy nhiên việc bổ sung cơ chất cũng làm ức chế quá trình nitrat hóa kết quả

hiệu suất là 97; 92,33; 91,27; 91,07; 82,57 tương ứng với tỷ lệ C/N là 0; 0,5; 1; 2; 5

cho thấy việc suy giảm quá trình này khi tăng nồng độ cơ chất với khoảng ảnh

hưởng khoảng 10-15%.

Kết quả thí nghiệm cũng cho thấy sự tồn tại của cơ chất còn dư lại trong các

bình phản ứng lần lượt là 9,54; 18,4; 34,1; 98,2 điều này có nghĩa là cần phải bổ

sung thêm một công đoạn để xử lý ô nhiễm chất hữu cơ. Vì vậy trong việc xử lý

nước ngầm nhiễm amoni vùng Hà Nội cần cân nhắc việc có hay không cần thiết bổ

sung cơ chất.

3.3. Mô hình pilot thực tế

3.3.1. Tính toán và thiết kế pilot

Bài toán: Thiết kế pilot hiện trường cho điều kiện nước ngầm sau xử lý của

dây chuyền hiện có tại trạm Yên Xá – Thanh trì với công suất 5m3/h, hàm lượng

amoni là 20 mgN/L, độ kiềm 300 mg(CaCO3)/L và không bổ sung cơ chất. Yêu cầu

chất lượng nước sau xử lý đảm bảo các chỉ tiêu theo QCVN01:2009/BYT như sau:

Nồng độ amoni sau xử lý 3mg/L (2,3 mgN/L), nồng độ nitrat sau xử lý 50 mg/L

(11,3 mgN/L), nồng độ nitrit sau xử lý 3mg/L (0,91 mgN/L).

Biểu đồ 3.16. Tốc độ khử nitrat khi bổ

sung cơ chất

Biểu đồ 3.17. Hiệu suất xử lý amoni

và khử nitrat khi bổ sung cơ chất

109

Mô hình dây chuyền công nghệ của hệ thiết bị xử lý amoni

Hình 3.3. Dây chuyền công nghệ của hệ thiết bị xử lý amoni

Dây chuyền công nghệ trạm xử lý nước Yên Xá và hệ thiết bị xử lý amoni

Hình 3.4. Dây chuyền công nghệ trạm xử lý nước Yên Xá

110

Tính toán hệ thiết bị xử lý amoni:

Công suất thiết kế q = 5 m3/h

Thời gian hoạt động T = 24 h

Amoni đầu vào tính theo nitơ So = 20 mgN/L

Tiêu chuẩn amoni sau xử lý tính theo nitơ Stiêu chuẩn = 2.33 mgN/L

Tiêu chuẩn nitrit sau xử lý tính theo nitơ NO2- = 0.91 mgN/L

Tiêu chuẩn nitrit sau xử lý tính theo nitơ NO3- = 11.29 mgN/L

Độ kiềm = 308 mg(CaCO3)/L

COD = 7 mg/L

Phốt pho = 0.70 mg/L

Phương án 1: Quá trình nitrat hóa có thể sử dụng kết quả tốc độ nitrat hóa

r=16,25 mgN/L.h của phương trình tổng quát thay vào 2-5 để xác định thời gian

lưu thủy của bể MBBR là phương pháp đơn giản. Khi đó thời gian lưu thủy lực tối

thiểu là c,t=1,08 h, một hệ số an toàn F=1,2-1,5 được lựa chọn để cho kết kết quả

thiết kế về thời gian lưu thủy lực thực tế c,t=1,4 h.

Phương án 2: Quá trình nitrat hóa được tính toán thông qua các thông số

động được xác định trong mục 3.2 cụ thể như sau:

Hiệu suất sinh khối Y = 0.25 gSK/gN-NH4+

Hệ số tiêu thụ cơ chất riêng k = 0.55 ngày-1

Chỉ số bán bão hòa NH4+ Ks = 1.00 gN-NH4+/m3

Hằng số phân hủy nội sinh kp = 0.04 ngày-1

Mật độ sinh khối X = 1,200 mg/L

- Từ các thông số động học tìm được thay vào công thức 3-1 xác định được

thời gian lưu tế bào tối thiểu c,t = 10.42 ngày, một hệ số an toàn F=2-3 được lựa

chọn để xác định thời gian lưu tế thiết kế thay bào 3-2 kết quả là c= 26.05 ngày.

111

- Tính toán hiệu suất hình thành sinh khối thực theo công thức 3-3 là

Y' = 0.13

- Thể tích của bể sinh học quá trình nitrat hóa theo công thức 3-4 là

V = 6.81m3

- Tính toán thời gian lưu thủy lực = V/Q = 0.06 ngày = 1.36 h

Kết luận: So sánh 2 phương pháp tính toán theo phương trình tổng quát thời gian

lưu thủy lực thiết kế là 1,4h trong khi tính toán theo các thông số động học xác định

từ phương trình Monod là 1,36h. Cho thấy cả 2 phương pháp trên đều có thể áp

dụng cho tính toán thiết kế quá trình nitrat hóa.

Tính toán quá trình khử nitrat:

Từ yêu cầu xử lý nitơ so với lượng nitơ đầu vào theo công thức 3-7 xác định

được lượng cần khử là Nxl = 5.46mgN/L, tương đương tổng lượng ni tơ cần khử

trong 1 ngày T-Nxl =0.66 kgN/ngày. Tổng Lượng cơ chất cần thiết để khử nitrat T-

Sn= 1.88 kg/ngày.

Từ kết quả hằng số phân hủy nội sinh kp và hàm lượng BOD sẵn có trong

nước ngầm tính toán tổng lượng cơ chất theo công thức 3-10 là Scc = 2kg/ngày. So

sánh với nhu cầu cơ chất để khử nitrat là Sn=1.88kg/ngày là đảm bảo có thể khử

được 100% hàm lượng nitrat về tiêu chuẩn cho phép.

Tốc độ khử nitrat riêng được tính toán theo công thức 3-11 là U= 0,06 ngày-

1. Từ đó theo công thức 3-13 xác định thời gian lưu thủy lực cho việc khử nitrat là

=0,09ngày=2,06 h.

So sánh với thời gian lưu thủy lực cần thiết để nitrat hóa là 1,4h thì thời gian

lưu thủy lực để khử nitrat là 2,06h. Vì vậy thời gian lưu thủy lực khử nitrat được

chọn để tính toán thể tích bể MBBR là V= 10.32m3.

112

Thuyết minh hệ thiết bị xử lý amoni

Từ các thông số động học quá trình nitrat hóa Ks, k, Y, kp thay vào công

thức 3-1 tính toán được thời gian lưu tế bào và từ đó tính đước thể tích bể cần thiết

cho quá trình nitrat hóa là Vnitrat hóa = 6 m3 tương đương thời gian lưu thủy lực là

HRTnitrat hóa = 1,4 giờ. Từ các thông số động học n, k cho việc tính toán tốc độ khử

nitrat riêng (U) công thức 3-13 tính toán được thời gian lưu thủy lực cần thiết cho

quá trình khử là HRTkhử= 2,06 giờ tương đương với thể tích bể MBBR cần là

Vkhử = 10,32 m3. So sánh hai giá trị này và quá trình khử cần thời gian hơn nên

được chọn để thiết kế bể MBBR.

Thiết kế modul bể tích hợp có dạng hình tròn và được chia làm 3 ngăn trong

có 2 ngăn hiếu khí và 1 ngăn làm bể lọc

như hình 3.5. Bảng 3.20 là kết quả đánh

giá ảnh hưởng quá trình xử lý amoni đối

với hệ 1 bình, 2 bình và 3 bình đều cho

thấy hiệu quả của các hệ nhiều bình đều

cao hơn so với 1 bình khoảng 10%. Tuy

nhiên đối với 1 hệ thiết bị thực tế thì

việc thiết quá nhiều ngăn sẽ khiến cho

quá trình vận hành phức tạp và tăng chi

phí đầu tư. Vì vậy trong thiết kế đề nghị

sử dụng hệ thiết bị với 2 ngăn MBBR nhằm tăng hiệu quả lý và chống sốc cho quá

trình xử lý khi có sự biến động về chất lượng nước đầu vào.

Bảng 3.20. Ảnh hưởng của số lượng ngăn phản ứng

Số ngăn phản ứng 1 2 3

Hệ số điều chỉnh Kng1=1,1 Kng2=1 Kng3=0,9

Bảng 3.21a thể hiện kết quả đánh giá về một độ vật liệu mang cũng cho thấy

khi tỷ lệ vật liệu mang càng cao thì hiệu xuất xử lý càng tăng là đó tổng lượng

trong vật liệu mang cũng tăng. Tuy nhiên việc tăng mật độ vật liệu mang làm cho

chi phí đầu tư và vận hành tăng lên. Kết quả đánh giá Vật liệu mang DHY với kích

thước 1x1x1cm, mật độ 20% thể tích bể tương đương 2m3 được chuẩn bị và chia

đều vào ngăn hiếu khí.

Hình 3.5. Mặt bằng bể MBBR

113

Bảng 3.21a. Ảnh hưởng của mật độ vật liệu mang

Mật độ (%) 10 15 20 25 30

Hệ số điều chỉnh Kmđ10=1,5 Kmđ15=1,25 Kmđ20=1 Kmđ25=0,85 Kmđ30=0,75

Trong bể MBBR số 1 và số 2 có bố trí các đĩa phân phối khí phía dưới đáy

đảm bảo cường độ sục khí cho mỗi ngăn theo tỷ lệ gió/nước là 10/1. Nước thô được

đưa vào từ phía đáy bể số 1, thu nước phía trên và lại tiếp tục được đưa xuống đáy

bể số 2 để đảm bảo không bị chảy tắt. Nước sau khi qua bể số 1, số 2 sẽ chảy vào

bể lọc tự rửa với vận tốc lọc 5 m/h, sử dụng cát thạch anh có kích thước 0,7-1,2

mm. Qua bể lọc nước được đưa về bể chứa.

Hình 2.6 thể hiện chi tiết thiết kế bể MBBR tích hợp với bể lọc tự rửa và sản

phẩm là một modul pilot gọn gàng và đơn giản cho việc bố trí công trình cũng như

vận hành thiết bị.

Bảng 3.21b. Bảng thông số kỹ thuật của thiết bị xử lý amoni

TT Thiết bị Số

lượng Thông số kĩ thuật

1 Bể trung chuyển 01 DxH = 1,5 m x 1,7 m

2 Máy bơm chìm 02 Q=10 m3/h, H = 6 m (01 dự phòng)

3 Pilot xử lý amoni 01 DxH = 2,5 m x 4,0 m (chia làm 3 ngăn)

3.1 Ngăn phản ứng MBBR 1 01 S=1,66m2, H=4m, HTR=1h

3.2 Ngăn phản ứng MBBR 2 01 S=1,66m2, H=4m, HTR=1h

3.3 Bể lọc cát 01 S=1,66m2, H=4m, Vlọc=5m/h, hcát

lọc=0.7m

4 Máy thổi khí 02 Q = 780 l/ph, H = 5 m, P =1,4 kW (01

dự phòng)

5 Đĩa phân phối khí 12 D = 250 mm

6 Tủ điều khiển 01

Tủ điều khiển có chức năng điều khiển

các thiết bị tự động theo tín hiệu phao

hoặc điều khiển bằng tay khi vận hành

độc lập các đơn vị hoặc có sự cố xảy

ra.

3.3.2. Kết quả vận hành Pilot

Mô hình pilot được thiết kế với công suất 5 m3/h dưới dang modul tích hợp

bể MBBR với bể lọc tự rửa DHK được vận hành tại trạm xử lý nước Yên Xá –

Thanh Trì từ ngày 3/2/2017 đến ngày 23/6/2017, hệ thống được vận hành liên tục

và lấy mẫu hàng ngày phân tích và kết quả được trình bày trong bảng 3.22.

114

Bảng 3.22. Kết quả vận hành thực tế bể sinh học MBBR tại trạm Yên Xá

Ngày

pH NH4

+

(mgN/L)

NO2-

(mgN/L)

NO3-

(mgN/L)

Kiềm

mg(CaCO

3)/L

QCVN01:2009/BYT

vào ra vào ra vào ra vào ra vào ra

NH4+

(mg

N/L)

NO3-

(mgN

/L)

NO2-

(mgN

/L)

3/2/2017 7.43 7.36 17.51 14.32 0.01 0.54 0.1 1.21 310 287 2.33 11.3 0.91

7/2/2017 7.38 7.32 18.24 12.17 0.01 0.71 0.1 3.53 300 256 2.33 11.3 0.91

11/2/2017 7.35 7.30 17.89 10.63 0.01 0.56 0.1 4.52 315 262 2.33 11.3 0.91

17/2/2017 7.39 7.31 19.1 8.57 0.01 0.89 0.1 5.56 310 233 2.33 11.3 0.91

24/2/2017 7.43 7.32 17.57 5.25 0.01 1.12 0.1 6.54 310 217 2.33 11.3 0.91

3/3/2017 7.40 7.35 18.1 3.55 0.01 0.95 0.1 7.17 315 220 2.33 11.3 0.91

11/3/2017 7.41 7.34 18.6 2.17 0.01 0.61 0.1 5.96 310 211 2.33 11.3 0.91

17/3/2017 7.38 7.35 18.5 2.28 0.01 0.73 0.1 5.65 315 217 2.33 11.3 0.91

24/3/2017 7.39 7.32 18.19 1.95 0.01 0.61 0.1 5.46 310 212 2.33 11.3 0.91

31/3/2017 7.42 7.33 18.62 1.97 0.01 0.66 0.1 5.57 315 214 2.33 11.3 0.91

7/4/2017 7.40 7.35 19.09 1.67 0.01 0.67 0.1 5.68 315 215 2.33 11.3 0.91

15/4/2017 7.41 7.35 18.35 2.07 0.01 0.63 0.1 5.80 300 209 2.33 11.3 0.91

20/4/2017 7.40 7.35 17.62 1.98 0.01 0.59 0.1 5.46 305 218 2.33 11.3 0.91

28/4/2017 7.44 7.32 17.94 1.76 0.01 0.63 0.1 5.19 315 224 2.33 11.3 0.91

3/5/2017 7.42 7.34 17.28 1.89 0.01 0.68 0.1 5.43 310 225 2.33 11.3 0.91

10/5/2017 7.40 7.33 18.12 2.15 0.01 0.71 0.1 5.59 310 221 2.33 11.3 0.91

17/5/2017 7.37 7.30 18.07 2.27 0.01 0.58 0.1 4.91 300 212 2.33 11.3 0.91

25/5/2017 7.42 7.33 17.64 2.11 0.01 0.61 0.1 5.12 300 212 2.33 11.3 0.91

30/5/2017 7.41 7.36 18.22 1.99 0.01 0.57 0.1 5.50 315 219 2.33 11.3 0.91

3/6/2017 7.40 7.30 17.56 2.06 0.01 0.76 0.1 5.54 315 225 2.33 11.3 0.91

9/6/2017 7.42 7.35 17.98 1.57 0.01 0.76 0.1 5.68 310 213 2.33 11.3 0.91

15/6/2017 7.45 7.37 17.88 2.01 0.01 0.58 0.1 5.47 310 217 2.33 11.3 0.91

23/6/2017 7.46 7.35 17.92 1.92 0.01 0.54 0.1 5.56 315 22 2.33 11.3 0.91

- Từ kết quả bảng 3.22

và biểu đồ 3.18 sau khoảng 1

tháng vận hành thì hàm lượng

amoni sau xử lý xuống dưới

tiêu chuẩn cho phép theo

QCVN 01:2009 của Bộ Y tế (3

mg/L) và ổn định sau nhiều

tháng tiếp theo. Điều này

0

5

10

15

20

25

N-N

H4

+(m

g/L

)

Ngày

N-NH4 vào N-NH4 ra QCVN 01:2009/BYT

Biểu đồ 3.18. Kết quả N-NH4

+ sau

hệ thiết bị MBBR

115

chứng tỏ rằng trong thời gian đầu mật độ vi sinh chưa đạt đến yêu cầu do đó việc

nitrat hóa không đảm bảo theo tính toán. Khi mật độ vi sinh đảm bảo theo yêu cầu

tính toán 1200 mg/L tính cho toàn bể hay 6000 mg/L tính theo vật liệu mang thì

khả năng nitrat hóa đạt theo yêu cầu tính toán thiết kế trong phụ lục 1. So sánh với

kết quả trong phòng thí nghiệm với nồng độ amoni khoảng 20 mgN/L thì thời gian

lưu cho quá trình nitrat hóa khoảng 1,2-1,5 giờ để đảm bảo amoni đạt tiêu chuẩn

cho phép (2,3 mgN/L), trong khi kết quả tại pilot thực tế thiết kế cho thời gian lưu

là 2 giờ thì hàm lượng amoni luôn đạt trong khoảng từ 1,5-2,2 mgN/L. Điều này

chứng tỏ các thông số động học cho quá trình nitrat được xác định từ mô hình

phòng thí nghiệm có độ tin cậy

và có thể sử dụng trong thực tế.

- Với thời gian lưu 2 giờ

của bể MBBR kết quả theo biểu

đồ 3.19 cho thấy các chỉ nitrit

và nitrat luôn đạt quy chuẩn cho

phép theo QCVN01:2009

NH4+ < 3 mg/L; nitrit < 3 mg/L;

nitrat < 50 mg/L) ngay cả trong

tháng đầu tiên khi mà quá trình nitrat hóa kém và chỉ tiêu NH4+ không đạt tiêu

chuẩn. Điều này cũng chứng minh được quá trình khử nitrat (khử nitơ) đã xẩy ra

trong điều kiện hiếu khí. Theo tính toán trong phụ lục 1 sử dụng phương trình 3-11

để tính toán quá trình khử nitrat và kết quả cần thời gian lưu nước là 2 giờ, so sánh

với kết quả thực tế trong bảng

3.20 thì hàm lượng nitrit là

0,54-0,95 (tiêu chuẩn là < 0,91

mgN/L) và nitrat là 5-6 mgN/L

(tiêu chuẩn <11,3 mgN/L). Kết

quả khử nitơ trong bể MBBR

đạt hiệu quả khoảng 30-35% là

tương ứng với kết quả trong

phòng thí nghiệm . Chứng minh

được các thông số k và n tìm ra cho phương trình 2-11 là đáng tin cậy.

0

50

100

150

200

250

300

350

3/2/

2017

17/2

/201

7

3/3/

2017

17/3

/201

7

31/3

/201

7

14/4

/201

7

28/4

/201

7

12/5

/201

7

26/5

/201

7

9/6/

2017

23/6

/201

7

Độ

kiềm

(mg(

CaCO

3)/L

)

Ngày

Độ kiềm vào

Độ kiềm ra

Biểu đồ 3.20. Kết quả thay đổi độ kiềm trong

hệ thiết bị pilot

0.00

2.00

4.00

6.00

8.00

10.00

12.00

3/2

/20

17

17

/2/2

01

7

3/3

/20

17

17

/3/2

01

7

31

/3/2

01

7

14

/4/2

01

7

28

/4/2

01

7

12

/5/2

01

7

26

/5/2

01

7

9/6

/20

17

23

/6/2

01

7

Nit

rit,

Nit

rat

(mgN

/L)

Ngày

NO2 quy chuẩn

NO2 ra

NO3 ra

NO3 tiêu chuẩn

Biểu đồ 3.19. Kết quả N-NO2

- và N-NO3- sau

hệ thiết bị pilot

116

- Biểu đồ 3.20 biểu diễn mức suy giảm độ kiềm trong quá trình xử lý amoni

với mức tiêu thụ kiềm đo được trong khoảng từ 7,15-7,5 g CaCO3 trong 1 g N-

NH4+ và quá trình khử nitrat sinh ra khoảng 3,7g kiềm/g N-NO3

- bị khử. Số liệu ghi

được tương đương với giá trị tính theo lý thuyết.

Bảng 3.23. Kết quả vận hành thực tế với tỷ lệ gió nước khác nhau

Ngày Tỷ lệ

khí/nước

pH NH4

+

(mgN/l)

NO2-

(mgN/l)

NO3-

(mgN/l) TSS (mg/l)

Kiềm

mg(CaCO3)/l

vào ra vào ra vào ra vào ra vào ra vào ra

21/9/2017

5

7.43

7.36

17.51

4.80

0.01

0.44

0.10

3.81

3.00

0.10 310

240.10

22/9/2017

7.38

7.32

18.24

4.80

0.01

0.41

0.10

3.83

2.00

0.07 300

226.08

23/9/2017

7.35

7.30

17.89

4.70

0.01

0.46

0.10

3.92

2.00

0.05 315

242.46

25/9/2017

10

7.39

7.31

19.10

2.10

0.01

0.49

0.10

5.06

3.00

0.05 310

216.50

26/9/2017

7.43

7.32

17.57

2.00

0.01

0.50

0.10

4.84

2.00

0.03 310

224.37

27/9/2017

7.40

7.35

18.10

2.15

0.01

0.55

0.10

4.47

2.00

0.01 315

227.28

29/9/2017

15

7.41

7.24

18.60

1.50

0.01

0.36

0.10

5.96

3.00

0.04 310

215.95

30/9/2017

7.38

7.35

18.50

1.56

0.01

0.33

0.10

5.25

3.00

0.05 315

221.83

1/10/2017

7.39

7.22

18.19

1.58

0.01

0.31

0.10

5.46

2.00

0.02 310

218.65

3/10/2017

20

7.42

7.23

18.62

1.50

0.01

0.36

0.10

5.57

2.00

0.01 315

220.84

4/10/2017

7.40

7.25

19.09

1.47

0.01

0.30

0.10

5.68

3.00

0.02 315

218.09

5/10/2017

7.41

7.25

18.35

1.45

0.01

0.33

0.10

5.80

3.00

0.05 300

207.05

- Để kiểm chứng và xác định lại tỷ lệ cấp khí hợp lý cho hệ thống bể MBBR

ngoài việc cấp đủ ô xi cho quá trình nitrat hóa thì việc đảm bảo sự khuấy trộn màng

vi sinh (moving bed) là rất quan trọng vì nó không chỉ ảnh hưởng đến hiệu quả xử

lý mà còn đến chi phi vận hành (điện năng cho thiết bị sục khí). Với tỷ lệ gió/nước

lần lượt là 5, 10, 15 và 20 m3.KK/m3. nước thì nồng độ nitơ amoni đầu ra lần lượt

trong khoảng 4,5-5; 2,0-2,2; 1,5-1,6 và 1,45-1,5 mgN/L. Các chỉ tiêu khác về nitrit,

nitrat đều đảm bảo tiêu chuẩn cho phép. Từ kết quả trên cho thấy khi tăng tỷ lệ gió

nước từ 5 lên 10 đã làm tăng khả năng nitrat hóa trong vùng nồng độ thấp xuống

dưới tiêu chuẩn cho phép (<2,33mgN/L), và khi tiếp tục tăng lên 15; 20 thì nồng độ

nitơ amoni tiếp tục giảm xuống dưới 1,5 mgN/L tuy nhiên khoảng tăng từ 15 đến

20 thì sử ảnh hưởng đến hiệu quả nitrat hóa là rất nhỏ từ 1,5 về 1,45mgN/L. Vậy

117

với tỷ lệ gió/nước được lựa chọn thiết kế là 10/1 là phù hợp và kinh tế trong thực

tế.

- Bể xử lý sinh học sử dụng vật liệu mang chuyển động dạng xốp DHY đã

thiết kế tích hợp quá trình hiếu khí, thiếu khí và lọc tự rửa trong một thiết bị xử lý

dạng modul với các kết quả thử nghiệm thành công nêu trên tiến hành so sánh với

một số các nghiên cứu khác trong nước và quốc tế để có thêm luận chứng cho tính

ứng dụng thực tế cao của luận án. So sánh với các nghiên cứu trong nước

[12,13,15]. Về khối tích công trình các nghiên cứu này đều phải cần đến tối thiểu

bốn (4) khối công trình là hiếu khí, thiếu khí, sục khí bổ sung và cuối cùng là bể lọc

so với thiết kế trong luận án là một khối công trình tích hợp và không cần bổ sung

cơ chất (sử dụng cơ chất từ phân hủy nội sinh), trong khi các nghiên cứu trên để xử

lý amoni với nồng độ 20mgN/L đều bắt buộc phải bổ sung cơ chất. Về sử dụng vật

liệu mang vi sinh các nghiên cứu trên sử dụng vật liệu mang cố định keramzit [15],

còn 2 nghiên cứu [12,131] sử dụng vật liệu bán di động dạng sợi acrylic – Nhật

Bản với mật độ 100% thể tích bể, trong khi tỷ lệ vật liệu DHY là 20%. Tải lượng

cho quá trình nitrat hóa cho 3 nghiên cứu trong nước lần lượt là là 390; 750; 620

gN-NH4+/m3.VLM so sánh với kết quả tải lượng của luận án là 2000 gN-

NH4+/m3.VLM, có nghĩa là hiệu quả cao hơn 3 lần. So sánh với các nghiên cứu

quốc tế mà cụ thể là thiết kế bể MBBR cho nhà máy nước Nam Dư do công ty

Phần Lan thực hiện với vật liệu mang dạng mỳ ống có tiết diện bề mặt 450m2/m3,

trọng lượng 134kg/m3, tỷ lệ mật độ VLM là 70%, tải lượng đạt được là 504,6 gN-

NH4+/m3.VLM [42,43] thì hiệu quả lý amoni cũng chỉ bằng khoảng 35% so với

nghiên cứu của luận án. Hơn nữa trọng lượng, dung lượng của VLM dạng mỳ ống

(90kg/m3) cũng lớn hơn rất nhiều so với DHY (khoảng 27 kg/m3), 20-25% thể tích

bể cũng làm cho quá trình súc khí phải tốn nhiều năng lượng hơn.

- Chọn kết quả tính toán cho nồng độ amoni là 20 mgN/L áp dụng thiết kế

hệ thiết bị xử lý amoni với việc tích hợp bể MBBR và bể lọc tự rửa DHK chạy thử

tại Yên Xá để kiểm chứng lại thông số động học đại diện đã chọn và kết quả cho

thấy có sự tương đồng giữa kết quả mô hình phòng thí nghiệm và pilot thực tế. Các

thông số động học được lựa chọn cụ thể như sau:

118

- Thông số động học quá trình nitrat hóa

Bảng 3.24. Thông số động học đặc trưng quá trình nitrat hóa

Thông số Giá trị

Khoảng Đại diện

Hiệu suất sinh khối Y (gSK/gNH4+-N) 0.1 – 0.38 0.25

Hệ số tiêu thụ cơ chất riêng k (d-1) 0.41 – 0.61 0.55

Chỉ số bán bão hòa Ks, NH4+ (gN/m3) 0.92 – 1.13 1.00

Hằng số phân hủy nội sinh kp (d-1) 0.01 – 0.04 0.035

- Phương trình thực nghiệm tốc độ khử nitrat riêng trong điều kiện hiếu

khí và sử dụng cơ chất từ phân hủy nội sinh

Bảng 3.25. Hệ số động học đặc trưng quá trình khử nitrat riêng

Thông số Giá trị

Khoảng Đại diện

Hệ số k 0,04 - 0,48 0,4

Hệ số n 0,6-1,08 0,6

Công thức tính toán tốc độ khử nitrat riêng: U=0,4.c-0,6

3.4. Bộ công thức tính toán hệ thiết bị xử lý amoni nước ngầm sử dụng màng

vi sinh chuyển động (MBBR)

Tính toán quá trình Nitrat hóa

- Tính toán thời gian lưu tế bào:

p

stc

kSK

SkY

0

0

,

..1

(3-1)

Trong đó:

0S : Nồng độ nitơ amoni đầu vào (mg/L)

c,t: Thời gian lưu tế bào tối thiểu (d)

Y: Hiệu suất sinh khối (gSK/gN-NH4+)

k: Hệ số tiêu thụ cơ chất riêng (d-1)

Ks: Chỉ số bán bão hòa (gN-NH4+/m3)

Kp: Hằng số phân hủy nội sinh (d-1)

X: Mật độ sinh khối (mg/L)

- Hệ số an toàn cho giá trị thời gian lưu tế bào (F):

Giá trị của khoảng F=2-3 trong hệ xử lý amoni.

Ftcc ., (3-2)

119

- Tính toán hiệu xuất hình thành sinh khối thực:

cpk

YY

.1' '

(3-3)

- Thể tích của bể sinh học quá trình nitrat hóa:

X

QSYV c ... 0

' (3-4)

- Tính toán thời gian lưu thủy lực:

= V/Q (3-5)

Trong đó:

: Thời gian lưu thủy lực (h)

V: Dung tích bể phản ứng MBBR (m3)

Q: Lưu lượng thiết kế (m3/h)

Tính toán kiểm tra:

- Tính toán lượng nitơ amoni còn lại sau xử lý:

1).(

).1(

,

,

NpNNc

cNpN

kkY

kKS

(3-6)

- Tính toán mật độ vi sinh

)..1(

)..(

).1(

)( 0

cp

c

cp

om

k

SSY

kk

SSX

(3-7)

Tính toán quá trình khử nitrat

- Lượng nitơ cần khử:

N0 - Nnitrat- Nnitrit = Nxl (g NNO3 /m3) (3-8)

- Lượng cơ chất cần thiết để khử nitrat :

SN=2.86 x Nxl (3-9)

- Tổng lượng cơ chất cần thiết để khử nitrat : T-SN=2.86 . Nxl.Q (kg)

- Tính toán lượng cơ chất hiện có trong bể sinh học hiếu khí:

Tốc độ phân hủy nội sinh: XkV pp . (mg/L.d) (3-10)

Trong đó:

X là mật độ sinh khối (mg/L) tính theo thể tích bể

kp là hằng số phân hủy nội sinh (d-1)

Lượng cơ chất phân hủy nội sinh: 0,72. . .cc p VL c BODS V V S

(3-11)

Trong đó:

120

0,72 là tỷ lệ chuyển đổi thành BOD trong quá trình phân hủy nội sinh [56]

V là thể tích bể (m3)

VVL là thể tích vật liệu mang (m3)

SBOD là hàm lượng cơ chất sẵn có trong nước ngầm

- Tỷ lệ cơ chất từ phân hủy nội sinh so với nhu cầu Hk= T-Sn / Scc.100 (%)

(3-12)

- Lượng nitơ thực khử là Ntxl=Nxl.Hk (mgN/L) (3-13)

- Tốc độ khử nitrat riêng với nguồn cơ chất từ phân hủy nội sinh được tính

theo mô hình kinh nghiệm: 6,0.4,0 cU (3-14)

- Mặt khác tốc độ khử nitrat riêng cũng được tính theo công thức:

.. X

N

X

NNU txlo

( gSKHHgN / ) (3-15)

No, N là nồng độ nitơ tại đầu vào và ra khỏi hệ thống.

- Từ phương trình 4.12 tính được thời gian lưu thủy lực

UX

N

UX

NN txlo

..

(3-16)

Từ kết quả tính toán quá trình nitrat hóa và khử nitrat xác định thời gian lưu

thủy lực nào lớn hơn thì sẽ được sử dụng để thiết kế bể sinh học (MBBR)

Tính toán nhu cầu cung cấp Oxy

- Oxy cần thiết cho quá trình nitrat hóa:

1000

).(.57,4 NNQOC o

o

(kg O2/ngày) (3-17)

Trong đó:

OCo: Lượng oxy cần thiết theo điều kiện tiêu chuẩn của phản ứng ở 20oC

Q: Lưu lượng nước cần xử lý, (m3/ngđ);

No: Tổng hàm lượng nitơ amoni đầu vào, (g.m3);

N: Tổng hàm lượng nitơ amoni đầu ra, (g.m3);

4,57: Hệ số sử dụng oxy khi oxy hóa NH4+ thành NO3

-.

- Lượng oxy cần thiết trong điều kiện thực tế:

)20(

20

20

024,1

1

T

dS

Sot

CC

COCOC (kgO2/ngày) (3-18)

Trong đó:

CS20: Nồng độ oxy bão hòa trong nước sạch ở 20oC, CS20 = 8 mgO2/L;

121

Cd: Nồng độ oxy cần duy trì trong công trình xử lý amoni Cd = 4 mgO2/L

T: Nhiệt độ trong nước ngầm 25-27oC

- Tính lượng không khí cần thiết:

Hiệu suất sục khí trong bể MBBR là H = 5%

Công suất tính toán máy thổi khí Qkk-tt (m3.kk/h)

(3-19)

1,3 là tỷ trọng của 1 m3 không khí

21% tỷ lệ của ô xi trong không khí

- Tính toán kiểm tra

Tỉ lệ nước/gió tối thiểu cho bể MBBR là R=1: 10

(3-20)

- Áp lực cần thiết của máy thổi khí:

Hm=h+h1+H (3-21)

h: Tổng tổn thất do ma sát

h1: Tổn thất qua vòi phun (m)

H: Độ sâu ngập nước của miệng vòi phun (m)

Tổng tổn thất thủy lực của ống dẫn khí bao gồm tổn thất theo chiều dài và

tổn thất cục bộ :

.2

2

g

v

D

lhhh cd

(m) (3-22)

Trong đó:

l, D: Chiều dài và đường kính ống dẫn (m);

g: Gia tốc trọng trường, g=9,8 m/s2.

v: Vận tốc chuyển động của không khí trong ống

: Tỷ trọng của không khí, 1,3 kg/m3

: Hệ số sức thủy lực cục bộ

: Hệ số ma sát thủy lực, đối với các ống dẫn kể trên có thể tính theo công

thức: D

011,00125,0

(3-23)

Tốc độ chuyển động của không khí trong ống dẫn và qua hệ thống phân phối

từ 10-15 m/s, tốc độ qua lỗ phân phối 15-20 m/s

.q

QR kktt

1,3. %.21%

tkk tinhtoan

OCQ

H

122

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ

KẾT LUẬN

1. Một nghiên cứu về công nghệ MBBR với vật liệu mang vi sinh có độ xốp

và diện tích bề mặt cao ứng dụng cho xử lý amoni trong nước ngầm vùng Hà Nội

đã khẳng định quá trình nitrat hóa và khử nitrat trong cùng môi trường hiếu khí vẫn

đạt hiệu quả cao về xử amoni và cho thấy được hiệu quả ứng dụng trong thực tế để

giải quyết vấn đề ô nhiễm amoni trong nước cấp cho ăn uống và sinh hoạt của nhân

dân thủ đô đảm bảo quy chuẩn cho phép (QCVN01:2009/BYT).

2. Luận án cũng chứng minh được quá trình khử nitrat đã được thực hiện

trong màng vi sinh với cơ chất là quá trình phân hủy nội sinh đảm bảo hiệu suất

khử nitrat khoảng 30% mà không cần bổ sung cơ chất từ bên ngoài với điều kiện

nguồn nước ngầm vùng Hà nội và đảm bảo điều kiện sục khí để màng vi sinh

chuyển động với tỷ lệ gió/nước tối thiểu lớn hơn hoặc bằng 10.

3. Kết quả chạy thử pilot hệ thiết bị xử lý amoni với công suất thiết kế 5m3/h

được thiết kế tích hợp bể MBBR với bể lọc tự rửa DHK sử dụng vật liệu lọc cát

thạnh anh cỡ hạt 0,7-1,2 mm, nồng độ amoni đầu vào 20 mgN/L, thời gian lưu thủy

lực 2 giờ trong điều kiện hiếu khí và không cần bổ sung cơ chất mà vẫn đảm bảo

việc xử lý amoni về tiêu chuẩn cho phép.

4. Luận án này đã đưa ra bộ thông số tính toán và thiết kế hệ thiết bị xử lý

amoni cho việc tách loại amoni trong nước ngầm Hà Nội đó là công nghệ màng vi

sinh chuyển động với giá thể DHY có diện tích bề mặt cao khoảng

6.000- 8.000 m2/m3, trọng lượng khoảng 20-50 kg/m3, mật độ vật liệu mang là 20%

theo thể tích bể. Với một thiết kế tích hợp bể MBBR với bể lọc tự rửa DHK đã làm

cho công trình xử lý amoni chỉ còn một khối công trình thay vì 4 khối công trình

như công nghệ truyền thống (bể nitrat hóa, bể khử nitrat, bể sục khí tăng cường và

bể lọc).

123

KIẾN NGHỊ

1. Giới hạn nghiên cứu của luận án là xử lý nước ngầm ô nhiễm amoni với

nồng độ nhỏ hơn 25mg/L (20 mgN/L) trong điều kiện không bổ sung cơ chất cho

quá trình khử nitrat. Vì vậy cần tiếp tục nghiên cứu bổ sung cơ chất và tuần hoàn

nước để tăng tốc độ khử nitrat nhằm xử lý nước ô nhiễm amoni với nồng độ cao

hơn.

2. Tiếp tục nghiên cứu xử lý nước ngầm nhiễm amoni với việc sử dụng các

quy trình mới như Anammox hoặc Sharon để tăng hiệu quả xử lý và tiếp kiệm năng

lượng.

3. Tiếp tục nghiên cứu phát triển vật liệu mang dạng xốp để tăng độ bền cơ

học và tăng khả năng ngậm nước.

4. Kiến nghị sử dụng các kết quả nghiên cứu của luận án làm tiền đề cho

việc nghiên cứu và ứng dụng xử lý ô nhiễm amoni trong nước ngầm Hà Nội đảm

bảo tiêu chuẩn QCVN01:2009/BYT về chỉ tiêu amoni, nitrit và nitrat cấp nước sạch

cho nhân dân thủ đô và mở rộng cho các địa phương khác tại Việt Nam.

124

TÀI LIỆU THAM KHẢO

Tiếng Việt

1. Cục thống kê thành phố Hà Nội (2015), Niêm giám thống kê 2015, NXB

Thống kê.

2. Nguyễn Văn Đản và Trần Minh (1993), Nghiên cứu lún đất do khai thác

nước dưới đất ở thành phố Hà Nội, Tạp chí KHKT Địa chất, Hà Nội.

3. Phạm Quý Nhân (2004), Đề tài NCKH: Mã số: 01C-04/09-2008-2,

Nghiên cứu đánh giá tiềm năng tài nguyên nước dưới đất khu vực Hà Nội, khả

năng suy thoái trữ lượng và chất lượng nước, xây dựng chiến lượng khai thác hợp

lý, bảo vệ môi trường phục vụ cho phát triển bền vững thủ đô, Sở KH &CN thành

phố Hà Nội.

4. Lê Văn Cát (2007), Xử lý nước thải giàu hợp chất nitơ và photpho, NXB

Khoa học tự nhiên và công nghệ Hà Nội.

5. Trịnh Lê Hùng (2006), Kỹ thuật xử lý nước thải, NXB Giáo Dục, Hà Nội.

6. Vinse (2014), Hồ sơ đề xuất cho phép chuẩn bị đầu tư dự án “Xây dựng

nhà máy nước mặt sông Hồng”, Công ty nước sạch Hà Nội.

7. Nguyễn Tuấn Anh và nnk (2001), “Điều tra thực trạng khai thác nước

ngầm, khối lượng, chất lượng nước ngầm ở đồng bằng sông Hồng và đồng bằng

sông Cửu Long và một số vùng trọng điểm trong đó có thành phố Hà Nội và thành

phố Hồ Chí Minh” .Viện khoa học thuỷ lợi, Hà Nội.

8. Viwase (2003) “Hoàn thiện công nghệ xử lý nước để áp dụng cho một số

trường hợp nguồn nước bị nhiễm arsenic; nguồn nước nhiễm amoni với hàm lượng

lớn”Đề tài nghiên cứu RDN 04-01 cấp bộ, Bộ Xây dựng, Hà Nội

9. Trần Đức Hạ (2011), Cơ sở hóa học và vi sinh vật học trong kỹ thuật môi

trường, NXB Giáo dục Việt Nam.

10. UBND thành phố Hà Nội (2014), Tổng hợp các số liệu: Số liệu đánh giá

giác chất lượng nước ngầm trước và sau xử lý của Công ty TNHH MTV nước sạch

Hà Nội; Số liệu đánh giá giác chất lượng nước ngầm trước và sau xử lý của Công

ty TNHH MTV nước sạch Hà Đông; Số liệu thống kê của Trung tâm nước sạch và

vệ sinh môi trường Hà Nội; Số liệu quan trắc của Viện khoa học kỹ thuật hạ tầng

và môi trường(SIIEE).

11. Lê Văn Cát, Trịnh Xuân Đức (2015), Hệ thống tổ hợp tương hỗ trong kỹ

thuật xử lý nước thải, NXB khoa học và kỹ thuật, Hà Nội.

12. Nguyễn Việt Anh, Phạm Thúy Nga, Nguyễn Hữu Thắng, Trần Đức Hạ,

Trần Hiếu Nhuệ và CTV (2004). Mã số: 30-2004/KHXD, 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

125

liệu mang là sợi Acrylic, Trường ĐHXD Hà Nội.

13. Lều Thọ Bách (2008), Nghiên cứu mô hình và đề xuất phương án khả thi

xử lý sinh học Nitơ – Amoni trong nước ngầm Hà Nội, Bộ GD & ĐT, Đại học Xây

Dựng Hà Nội.

14. Vũ Minh Đức (2011), Hóa học nước và vi sinh vật học, NXB Xây dựng,

Trường đại học Kiến Trúc Hà Nội.

15. Cao Thế Hà và CTV (2004), Dự án Xử lý amoni trong nước ngầm quy

mô Pilot tại Nhà máy nước Pháp Vân, Công ty KDNS Hà Nội, Sở GTCC Hà Nội.

16. Nguyễn Văn Khôi, Cao Thế Hà (2000), Nghiên cứu xử lý N- amoni

trong nước ngầm Hà Nội, đề tài cấp TP 01C- 09/11-2000-2, tr 1- 116, Sở Giao

Thông Công Chính, Công Ty kinh doanh nước sạch Hà Nội quy mô pilot tại nhà

máy Pháp Vân.

17. Nguyễn Văn Phước (2007), Giáo trình xử lý nươc thải sinh hoạt và công

nghiệp bằng phương pháp sinh học, NXB Xây dựng.

18. Trịnh Xuân Lai (2003), Tính toán thiết kế các công trình trong hệ thống

cấp nước sạch, NXB Khoa học và kỹ thuật, Hà Nội.

19. Liên đoàn địa chất thủy văn – Địa chất công trình miền Bắc (2005), Xây

dựng cơ sở dữ liệu về nguồn tài nguyên nước trên địa bàn thành phố Hà Nội phục

vụ công tác quản lý, UBND Thành phố Hà Nội.

20. Vinse (2014), Mô hình xử lý amoni bằng trao đổi ion sử dụng vật liệu

zeolit, Sở nông nghiệp và phát triển nông thôn, Thành phố Hà Nôi.

Tiếng Anh

21. Metcalf & Eddy, Inc. (1991), Watse Water Engineering Treatment,

Disposal and Reuse, McGraw-Hill, Inc, New York.

22. Henze, M., Harremoës,P., Jansen,J.l.C. & Arvin,E. (2002), Wastewater

treatment. Biological and chemical processes. 3rd ed. Springer, Berlin.

23. C.W. Randall, J.L. Barnard, H.D. Stensel (1992), Design and retrofit of

wastewater treatment plants for biological nutrient removal, Technomic Publ.

Lancaster. Basel.

24. WEF (1998), Biological and bio systems for nutrient removal, Special

publication. Alexandria USA.

25. M. Henze, P. Harremoes. Wastewater treatment (1996), Biological and

chemical process. 2. ed, Springer, Germany

26. R. Crites, G. Tchobanoglous(1998), Small and decentralized wastewater

management systems, WCB/Mc Graw Hill.

27. Rogalla,F., Badard,M., Hansen,F., and Dansholm,P., Upscaling compact

126

nitrogen removal process, Water Science Tech. 26 (1992) 1067-1076.

28. J.D. Rouse, T. Fujii, H. Sugino, H. Tran and K. Furukawa (2005), PVA-

gel beads as a biomass carrier for anaerobic oxidation of ammonium in a packed-

bed reactor,Kuraray Co., Ltd.; Sojo Univ., Kumamoto, Japan; Kumamoto Univ.,

Kumamoto, Japan, Sakazu 1621, Kurashiki, Okayama 710-8622, Japan; E-mail:

[email protected]

29. A.Zafarzadeh, B.Bina, M.Nikaeen, H.Movahedian Attar, M.Hajian

nejad (2010),Performance of moving bed biofilm reactors for biological nitrogen

compounds removel from wastewater by partial nitrification-denitrification

process, Iran.J.Environ.Health.Sci.Eng., Vol.7, No.4, pp 353-364.

30. Richard,Y.R.,(1989), Operation experiences of full-scale biological and

ion-exchange denitrification plants in France, J. of Institution of Water and

Environmental Management, pp 154-167.

31. Lauch,R.P., and Guter,G.A.,(1986), Ion exchange for removal of nitrate

from well water, J.AWWA, pp 83-93.

32. Fletcher, I.J., Woodward,A.J., and Henwood,N.G.,(1991), Design and

construction of an ion-exchange denitrification plant in South Staffordshire, J. of

Institution of water and Environment Management, pp 566-573.

33. Niquette, P., Prevost, M., Servais, P., Beaudet, J.F., Coallier, J. And

Lafrance, P. (1998), Shutdown of Bac Filters: Effects on Water Quality, Journal

American Water Works Association 90 (12), 53 – 61.

34. Bock E, Koops H-P and Harm H, (1986), Cell biology of nitrifying

bacteria. In: Nitrification, JI Prosser (ed) IRL Press pp. 17 – 38.

35. Barrett, SE., M.K. Davis, and M.J. Mc Guire (1985), Blending

Chloraminated and Chloraminated Waste, Jour. AWWA (1): pp 50 – 61.

36. J. W. Mulder, M. C. M. Hellinga (2001), Full scale application of the

SHARON process for treatment of rejection water of digested sludge dewatering,

Wa. Sci. Technol. Vol. 43, No. 11, 127 – 134.

37. U. Van Dongen, M. S. M. Jotten (2001), The SHARON – Anammox

process for treatment of ammonium rich wastewater, Wat. Sci. Technol, Vol. 44,

No. 1, 145 – 152.

38. Ødegaard, H., Rusten, B., Westrum, T., (1994), A new moving bed

bofilm reactor—applications and results, Water Sci. Technol. 29 (10–11), 157–

165.

39. Ødegaard, H., Rusten, B., Siljudalen, J., (1999), The development of the

moving bed biofilm process—from idea to commercial product, Eur. Water

Manage. 2 (3), 36–43.

40. Kenji Furukawa, Pham Khac Lieu, Hiroyuk Tokitoh, Ritsuko Hatozaki,

127

Takao Fujii.,(2005), Anammox and Partial Nitritation as Novel Nitrogen Removal

Processes, Furukawa Lab.

41. Saunier, B. M. (1976), Kinetics of Breakpoint Chlorination and

Disinfection, Berkeley, CA, University of California, Berkeley. Ph.D Dissertation.

42. Soil and Water LTD (1992), Environmental Impact Assessment Study of

Exploitation of Gas Foxtrot, Cote D’Ivoire. Abidjan.

43. Soil and Water LTD (2002), Rivised design for ammonia removal, Draft

final design report Volume 1, Hanoi Water Supply and Environment Project, Stage

1A, Nam Du Water Treatment Plant.

44. Bertino, A. (2010) “Study on One-Stage partial Nitritation-Anammox

process in Moving Bed Biofilm Reators: a Sustainable Nitrogen Removal”.

45. W.Fresenius, Wschneider (1989), Waste water technology,Springer

Verl. Berlin Heidenbeg.

46. Goodal J.B (1979), Oxidation Techniques In Drinking Water Treatment

Drinking Water Pilot Project Report IIA Advanced Treatment Technology

Karlsruhe, Federal Republic of Germany

47. WEF (2005), Biological nutrient removal (BNR) operation in waste

water treatment plant, Special publication. Alexandria USA.

48. D. Zart, R. Stuven, E. Bock (1999), Nitrification and Denitrification -

Microbial Fundamentals and Consequences for Application. In Vol.11a.

Environmental Processes I.Wastewater Treatment (ed. J. Winter). Biotechnology

series, Weinheim. New York Chichester Brisbane Singapore . Toronto.

49. P. Lydmark, R. Almstrand, K. Samuelsson, A. Mattsson, F. Sörensson,

P.E. Lindgren, M. Hermansson (2007), Effects of environmental conditions on the

nitrifying population dynamics in a pilot wastewater treatment plant,

Environmental Microbiology 9(9), 2220–2233.

50. C. S. Gee, J. S. Kim (2004), Nitrite accumulation followed by

denitrification using sequencing batch reactor, Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No. 5 -

6, 65 – 72.

51. A. E. J. Botrous, M. F. Dahab (2004), Nitrification of high – strength

ammonium wastewater by a fluidized bed reactor, Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No.

5 - 6, 67 – 72.

52. J. Zabranska, M. Dohanyos (2004), Factors effecting nitrogen removal

by nitritation/denitritation, Wat. Sci. Technol. Vol. 49, No. 5 - 6, 73 - 80.

53. D.B Christensen and P.L. McCarty (1975), Multi-process biological

treatment model, Journal of Water Pollution Control Federation, 67, 2652.

54. Mackenzie L. Davis (2010), Water and Wastewater Engineering,

McGraw-Hill Education.

https://www.goodreads.com/author/show/1476310.Mackenzie_L_Davis

128

55. US EPA (1993a). Nitrogen control manual, Washington, DC.

56. WEF (2010), Biofilm Reactors, Special publication. Alexandria USA.

57. O. Levenspiel (1972). Chemical reaction engineering, John Willey &

Sons. Inc, New York.

58. World Health Organization (1998). Guidelines for Drinking-water

Quality.

59. Y. Cohen (2001), Biofiltration – the treatment of fluids by

microorganisms immobilized into filter bedding material: a rewiew. Bioresource

Technology.

60. H. Hasar. Simultaneous removal of organic matter and nitrogen

compounds by combining a membrane bioreactor and a membrane biofilm reactor.

Bioresource Technology 100 (2009) 2699–2705

129

CÁC CÔNG TRÌNH NGHIÊN CỨU ĐÃ CÔNG BỐ CỦA TÁC GIẢ

CÓ LIÊN QUAN ĐẾN LUẬN ÁN

1. Trịnh Xuân Đức, Lê Anh Tuấn, Đoàn Mạnh Hùng, Trần Việt Dũng. Công

nghệ xử lý nước thải bằng phương pháp màng vi sinh chuyển động - Moving Bed

Biofilm Reactor (MBBR).Tạp chí cấp thoát nước Việt Nam, số 6 (87). T10/2012.

2. Trịnh Xuân Đức, Trần Việt Dũng. Xử lý nước thải sinh hoạt bằng công

nghệ xử lý sinh học ngắt quãng. Tạp chí cấp thoát nước Việt Nam, số 5 (86).

T8/2012.

3. Trịnh Xuân Đức, Lê Anh Tuấn, Đoàn Mạnh Hùng, Đào Như Ý, Nguyễn

Thị Thanh Hòa, Phan Thị Phương Thảo, Nguyễn Văn Hoàng. Xử lý đồng thời chất

hữu cơ (BOD5) và amoni-nitơ (NH4+-N) trong nước thải sinh hoạt nghiên cứu cho

thành phố Đà Lạt sử dụng công nghệ màng vi sinh chuyển động. Tạp chí Cấp thoát

nước Việt Nam, số 1+2 (99+100), T1+3/2015.

4. D.X. Trinh, A.T. Le, H.M Doan Manh, H.T.T. Nguyen, H. D. Pham &

B.V. La (Vietnam), 2014. Study on N-NH4+ removal from Undergroundwater by

MBBR case study in Bach Khoa Ward - Hanoi, Vietnam. Sustainable water and

sanitation services for all in a fast changing world, Construction Publishing House.

HaNoi, 2014,pp:855 – 860.

5. Trinh Xuan Duc, Tran Duc Ha, Le Anh Tuan, Nguyen Thi Thanh Hoa

and Nguyen Thi Viet Ha (VietNam), 2016.Application of the simultaneous process

of Nitrification and Denitrification by using Moving Bed Biofilm Reactor for

groundwater treatment in Ha Noi. The 12th International Symposium on Southeast

Asian Water Environment (SEAWE2016). Hanoi, Vietnam, November 28-30,

2016.

Documents

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌCgust.edu.vn/media/26/uftai-ve-tai-day26264.pdf · Công nghệ, Viện Công nghệ Môi trường, trường Đại học