Xử lý nước thải giàu hợp chất nitơ và photpho

Chia sẻ: real_spamer9x

Chiến lược kiểm soát ô nhiễm hợp chất nitơ, photpho trong môi trường nước. Xử lý nước thải trước hết nhằm mục đích cải thiện điều kiện vệ sinh môi trường sống của con người và xa hơn nhằm duy trì cân bằng sinh thái, tạo điều kiện phát triển bền vững lâu dài cho loài người. Do tính linh hoạt và lan truyền thấp, các chất gây ô nhiễm ở dạng rắn khó phát huy độc tính ô nhiễm trên diện rộng. Ngược lại các chất gây ô nhiễm môi trường khí (từ khí thải) thường gây ô nhiễm trên diện...

Bạn đang xem 20 trang mẫu tài liệu này, vui lòng download file gốc để xem toàn bộ.

Nội dung Text: Xử lý nước thải giàu hợp chất nitơ và photpho

Lê Văn Cát

Xử lý nước thải giàu hợp chất nitơ và photpho




NHÀ XUẤT BẢN KHOA HỌC TỰ NHIÊN VÀ CÔNG NGHỆ
HÀ NỘI, 11/ 2007
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát



Chiến lược kiểm soát ô nhiễm hợp chất nitơ,
1 photpho trong môi trường nước.
Xử lý nước thải trước hết nhằm mục đích cải thiện điều kiện vệ
sinh môi trường sống của con người và xa hơn nhằm duy trì cân bằng sinh
thái, tạo điều kiện phát triển bền vững lâu dài cho loài người.
Do tính linh hoạt và lan truyền thấp, các chất gây ô nhiễm ở dạng rắn khó
phát huy độc tính ô nhiễm trên diện rộng. Ngược lại các chất gây ô nhiễm môi
trường khí (từ khí thải) thường gây ô nhiễm trên diện rất rộng, có tính chất
toàn cầu. Diện gây ô nhiễm từ các yếu tố nước thải nằm giữa hai cực trên: ảnh
hưởng tới chính nơi phát thải và vùng lân cận xung quanh.
Nước thải - nước sau khi sử dụng đã bị nhiễm bẩn từ sinh hoạt, hoạt động
công nghiệp, nông nghiệp được thải ra khỏi khu vực đang sử dụng về một
nguồn nhận như ao, hồ, sông, biển. Trong khi dịch chuyển, một lượng nước
thải nhất định sẽ thấm vào đất tạo ra nước ngầm cũng đem theo chất gây ô
nhiễm.
Tác nhân gây ô nhiễm môi trường trong nước là các chất có khả năng
chuyển hoá thành các chất khác và các chất bền tác động đến cân bằng sinh
thái trong môi trường nước nhận.
Về nguyên tắc, các chất bền trong môi trường được coi là ít độc hại nếu nó
không gây hại trực tiếp lên động vât, thực vật sống trong nước hoặc lên con
người hoặc một cách gián tiếp tới con người thông qua chuỗi thức ăn. Có
nhiều họ chất hữu cơ bền trong môi trường nhưng có tác dụng xấu như gây các
loại bệnh nan y, đột biến gen ngay với nồng độ rất thấp. Đó là một số họ chất
bảo vệ thực vật, hormon, kháng sinh, dược phẩm, cùng một số hợp chất đặc
thù khác khi thâm nhập vào cơ thể người và động vật trực tiếp hoặc qua thức
ăn.
Rất nhiều hợp chất gây ô nhiễm trong nước thải có khả năng chuyển hoá
cao trong môi trường nước tự nhiên thông qua các phản ứng hoá học, sinh hoá,
quang hoá và tác động đến cân bằng sinh thái của môi trường.
Các chất gây đục vô cơ có khả năng chuyển hoá không lớn, khi tồn tại
trong nguồn nước nhận sẽ gây đục, gây hiện tượng cản ánh sáng vào nước, hạn
chế sự phát triển của thuỷ thực vật sống trong đó. Hậu quả kéo theo là làm



~1~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
giảm nguồn thức ăn của thuỷ động vật, làm giảm nồng độ oxy hoà tan trong
nước do quá trình quang hợp của thực vật bị hạn chế, gây khó khăn cho hoạt
động của động vật thuỷ sinh.
Hợp chất hữu cơ giàu thành phần carbon có khả năng sinh huỷ (BOD) khi
tồn tại trong nước với nồng độ lớn là nguồn cơ chất cho các loại vi sinh vật
phát triển. Với các loại vi sinh vật hiếu khí, trong quá trình phát triển và hoạt
động chúng tiêu thụ một lượng oxy tan khá lớn, với mật độ cao sẽ gây đục
nước và khi chết chúng lắng xuống lớp bùn đáy. Trong điều kiện thiếu oxy các
loại vi sinh vật yếm khí phát triển, tạo ra nhiều dạng hợp chất có mùi hôi (các
chất có tính khử cao như H2S, metan, axit hữu cơ dễ bay hơi) đầu độc môi
trường nước và không khí vùng xung quanh.
Nitơ và photpho là hai nguyên tố cơ bản của sự sống, có mặt ở tất cả các
hoạt động liên quan đến sự sống và trong rất nhiều ngành nghề sản xuất công
nghiệp, nông nghiệp. Hợp chất hoá học chứa nitơ, photpho được gọi là thành
phần dinh dưỡng trong phạm trù nước thải và là đối tượng gây ô nhiễm khá
trầm trọng cho môi trường. Khi thải 1 kg nitơ dưới dạng hợp chất hoá học vào
môi trường nước sẽ sinh ra được 20 kg COD, cũng tương tự như vậy 1 kg
photpho sẽ sinh ra được 138 kg COD dưới dạng tảo chết [1].
Trong nguồn nước nhận giàu chất dinh dưỡng (N, P) thường xảy ra các hiện
tượng: tảo và thủy thực vật khác phát triển rất nhanh tạo nên mật độ lớn. Vào
ban ngày hoặc khi nhiều nắng, quá trình quang hợp của tảo diễn ra mãnh liệt.
Khi quang hợp tảo hấp thụ khí CO2 hoặc bicarbonat (HCO3-) trong nước và
nhả ra khí oxy. pH của nước tăng nhanh, nhất là khi nguồn nước nhận có độ
kiềm thấp (tính đệm thấp do cân bằng của hệ H2CO3 - HCO3- - CO32-), vào
thời điểm cuối buổi chiều, pH của một số ao, hồ giàu dinh dưỡng có thể đạt giá
trị trên 10. Nồng độ oxy tan trong nước thường ở mức siêu bão hoà, có thể tới
20 mg/l.
Song song với quá trình quang hợp là quá trình hô hấp (phân huỷ chất hữu
cơ để tạo ra năng lượng, ngược với quá trình quang hợp) xảy ra. Trong khi hô
hấp, tảo thải ra khí CO2, tác nhân làm giảm pH của nước. Vào ban đêm hoặc
những ngày ít nắng, quá trình hô hấp diễn ra mạnh mẽ gây tình trạng thiếu oxy
và làm giảm pH trong nước. Trong các nguồn nước giàu dinh dưỡng vào buổi
sáng sớm, trước lúc bình minh, lượng oxy trong nước hầu như cạn kiệt và pH
có thể thấp hơn 5,5.




~2~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Hiện tượng nêu trên được gọi là phú dưỡng - lượng dinh dưỡng cho thực
vật (phân bón N, P) quá cao trong môi trường nước.
Trong môi trường phú dưỡng, điều kiện sống (pH, oxy tan) biến động liên
tục và mạnh là những tác nhân gây khó khăn, thậm chí là môi trường không
thể sống đối với thuỷ động vật.
Thời gian hay chu kỳ sống của tảo có giới hạn, sau khi phát triển mạnh
(bùng nổ tảo hay còn gọi là nước nở hoa) tảo chết lắng xuống lớp đáy và tiếp
tục bị phân huỷ trong điều kiện yếm khí. Giống loài tảo rất phong phú, trong
đó có loài tảo độc (tiết ra độc tố), trong điều kiện phú dưỡng tỷ lệ thành phần
tảo thường thay đổi theo chiều hướng bất lợi, hình thành nhiều loại tảo độc [2].
Tác dụng xấu của nước thải lên môi trường được con người nhận biết từ lâu
và luôn tìm cách hạn chế. Kỹ thuật hay công nghệ xử lý nước thải có thể được
đặc trưng bởi trình độ phát triển qua các giai đoạn: xử lý sơ cấp, thứ cấp và
bậc ba (phương pháp tiên tiến).
Xử lý sơ cấp là áp dụng các giải pháp kỹ thuật để loại bỏ các tác nhân gây ô
nhiễm có thể cảm nhận được như chất gây đục, gây mùi, gây màu hoặc những
vật có kích thước lớn có thể tách ra khỏi nước bằng các biện pháp cơ học. Các
kỹ thuật áp dụng trong xử lý sơ cấp thường là đơn giản có giá thành vận hành
không cao: vớt rác, chắn rác, lắng cát (hố ga), lắng, lọc, keo tụ, sục khí để
giảm bớt mùi.
Xử lý thứ cấp là áp dụng các giải pháp kỹ thuật đơn giản để loại bỏ chất
hữu cơ giàu hàm lượng carbon ở dạng tan, chủ yếu là phương pháp xử lý vi
sinh trong điều kiện yếm khí và hiếu khí.
Phương pháp xử lý hiếu khí là sử dụng các tập đoàn vi sinh vật hiếu khí -
loại hoạt động trong môi trường có oxy phân tử để phân huỷ các chất hữu cơ
thành dạng không độc hại như CO2 và H2O, một phần lớn (40 - 60%) chất hữu
cơ được vi sinh vật sử dụng làm cơ chất để phát triển thành sinh khối (tế bào)
dạng rắn, có thể dễ dàng tách khỏi nước bằng các biện pháp thích hợp như
lắng (thứ cấp), lọc, ly tâm.
Để vi sinh vật phát triển, chúng cần có thêm dinh dưỡng (N, P), nếu nguồn
này trong nước thải thiếu so với nhu cầu phát triển của chúng (ví dụ theo tỉ lệ
BOD: N: P = 100: 5: 1), thì nguồn dinh dưỡng được bổ sung chủ động từ
ngoài vào. Khi nguồn dinh dưỡng dư thừa, chúng tồn tại ở dạng tan hay không
tan trong nước sẽ đóng vai trò phân bón cho thủy thực vật.




~3~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Xử lý yếm khí là hiện tượng đã được biết đến từ rất lâu, tuy vậy chỉ được sử
dụng rộng rãi để xử lý nước thải vào cuối thập kỷ 70 và 80 của thế kỷ 20 sau
cuộc khủng hoảng năng lượng vào năm 1973. Xử lý yếm khí có giá thành vận
hành rẻ, thích hợp cho các loại nước thải có độ ô nhiễm cao, phù hợp với điều
kiện ấm nóng. Do lượng vi sinh hình thành (hiệu suất sinh khối) thấp nên chi
phí cho xử lý bùn (vi sinh) không lớn. Ngoài ra, có thể thu được một lượng
nhiên liệu khá cao dưới dạng khí metan hình thành trong quá trình lên men
chất hữu cơ.
Tuy có những ưu việt trên nhưng nước thải sau xử lý yếm khí còn chứa rất
nhiều tạp chất có tính khử (hoá học) cao, không đáp ứng được tiêu chuẩn thải
ra môi trường. Vì lý do đó nên nhiều nhà nghiên cứu xem bước xử lý yếm khí
là giai đoạn xử lý sơ cấp, nước thải sau đó cần được tiếp tục xử lý theo phương
pháp hiếu khí.
Rất nhiều các phương án kỹ thuật được sử dụng để xử lý nước thải: kỹ thuật
huyền phù, cố định vi sinh trên chất mang, kỹ thuật bùn hoạt tính, đĩa quay,
lọc nhỏ giọt, tầng cố định, tầng giãn nở, tầng linh động (lưu thể) hoặc tổ hợp
(lai ghép) của các kỹ thuật trên.
Vào đầu thập kỷ 20, kỹ thuật bùn hoạt tính được phát triển và áp dụng khá
rộng rãi để xử lý nước thải công nghiệp và nước thải sinh hoạt, đặc biệt đối với
các khu vực dân cư có đông dân số.
Nhận biết được mức độ gây hại của thành phần dinh dưỡng trong nước thải,
vào thập kỷ 90, một loạt các nước công nghiệp đề ra chiến lược và qui định
kiểm soát các yếu tố trên. Do luật định về các yếu tố trên khá ngặt nghèo và
ngày càng trở nên khắt khe hơn nên các nghiên cứu cơ bản và phát triển công
nghệ tập trung vào các đối tượng: xây dựng các hệ thống mới đáp ứng tiêu
chuẩn thải, cải tạo các hệ thống cũ đang hoạt động để nâng cấp và đạt tiêu
chuẩn thải mới.
Một hệ thống xử lý đạt tiêu chuẩn thải về phương diện dinh dưỡng được coi
là hệ xử lý bậc ba hay tiên tiến và đương nhiên đã đạt trình độ xử lý sơ cấp và
bậc hai. Công nghệ xử lý bậc ba phức tạp hơn nhiều so với hai bậc trước và giá
thành (xây dựng, vận hành) cũng cao hơn nhiều (vài lần). Do vậy việc cải tạo
các hệ thống cũ cũng không dễ thực hiện. Ví dụ hệ thống xử lý nước thải sinh
hoạt tại thành phố Leipzig (CHLB Đức) được xây dựng và hoạt động được
khoảng 80 năm, nó được quyết định nâng cấp để đạt tiêu chuẩn thải về phương
diện tạp chất dinh dưỡng. Từ năm 1996 - 2001 việc tiến hành nâng cấp mới chỉ



~4~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
đạt được 50% công suất xử lý (công suất xử lý tổng là 300.000 m3/ngày). Dự
kiến phải mất thêm 5 năm tiếp mới hoàn chỉnh được dự án nâng cấp toàn bộ hệ
thống. Sửa chữa để nâng cấp một hệ đang hoạt động thường khó khăn và tốn
kém hơn so với xây dựng hoàn chỉnh ngay từ đầu.
Bảo vệ các nguồn nước về phương diện ô nhiễm đã trở thành vấn đề cấp
bách của từng quốc gia.
Các nước lớn hoặc các nhóm nước đều có chiến lược bảo vệ nguồn nước
(nước mặt, nước ngầm, nước ven bờ biển) tương ứng với nhu cầu đòi hỏi, lịch
sử phát triển, hoàn cảnh kinh tế, tính địa phương và tiềm năng khoa học, công
nghệ cụ thể [5].
Trước năm 1980 cộng đồng châu Âu đã ban hành một loạt các luật liên
quan đến nước, được gọi là ―làn sóng thứ nhất‖: hướng dẫn về tiêu chuẩn nước
bề mặt (1973), luật về chất lượng nước sinh hoạt (1980). Các điều luật về nước
của EU trước năm 1990 chỉ tập trung vào tiêu chuẩn cho nước sinh hoạt,
không chú ý tới tiêu chuẩn của các chất dinh dưỡng (N, P) trừ tiêu chuẩn về
nitrat. Cũng trong thời gian đó, do việc khai thác, sử dụng nước quá mức, mức
độ ô nhiễm trầm trọng cộng với tầm nhìn ngắn của các dự án quản lý nước nên
đã xuất hiện các nguồn nước phú dưỡng, hệ sinh thái bị phá huỷ, sự biến mất
của các vùng ngập nước, nước ngầm ở vùng ven biển bị nhiễm mặn. Các kết
quả đánh giá hệ thống cho thấy: tầng nước ngầm bị phá huỷ, hệ sinh thái nước
và chất lượng nước bị xấu đi rất nhanh trong giai đoạn của thập kỷ 80 và đầu
thập kỷ 90 của thế kỷ XX.
Ô nhiễm và suy thoái nguồn nước đã buộc các nhà làm chính sách phải cân
nhắc và sửa đổi các nội dung về luật mà nội dung quan trọng nhất là kiểm soát
các chỉ tiêu ô nhiễm do các chất dinh dưỡng gây ra (làn sóng thứ hai).
Trong năm 1991 các điều luật sau đã được thông qua:
- Điều luật nước thải đô thị (1991) tập trung vào nước thải của các khu dân cư
(không bao gồm các làng nhỏ) cũng như nước thải công nghiệp chứa tạp chất
sinh huỷ.
- Qui định về kiểm soát nitrat từ hoạt động nông nghiệp.
Ngoài ra uỷ ban châu Âu còn đưa ra dự thảo về ngăn ngừa ô nhiễm mang
tính tổng hợp của EU (1996), tiêu chuẩn mới về chất lượng nước sinh hoạt
(1998).
Điều luật nước thải đô thị đề ra các mục tiêu tham vọng:




~5~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
- Tất cả các khu dân cư trên 2000 người đều có hệ thống thu gom và xử lý
nước thải.
- Các hệ thống xử lý nước thải phải đạt trình độ bậc hai và xử lý dinh dưỡng
nếu nước thải sau xử lý bậc hai chứa nồng độ nitrat cao hoặc có dấu hiệu gây
ra hiện tượng phú dưỡng.
Thời hạn cuối để đạt các mục tiêu trên là vào 1998, 2000, 2005 tương hợp
với qui mô của hệ xử lý và nguồn nước nhận.
Từ nội dung qui định của các điều luật trên cho thấy tầm quan trọng của
việc kiểm soát chất dinh dưỡng trong nước thải và sự cấp bách của nó (chỉ có
7,5 năm thực hiện cho các hệ xử lý phục vụ cho 10.000 người.
Để thực hiện điều luật chung, các thành viên của cộng đồng EU tự lựa chọn
các vùng thải ―nhạy cảm‖ trong nước mình, vùng nhạy cảm chung sẽ được hội
đồng EU quyết định. Các nước thành viên cũng được quyền tự lựa chọn tiêu
chuẩn thải: mức độ giảm thiểu dinh dưỡng (%) hoặc nồng độ chất thải sau xử
lý trong quá trình kiểm soát.
Theo đó, hiệu quả xử lý của các hệ thống cần đạt các tiêu chuẩn được ghi
trong bảng 1. 1.

Bảng 1. 1. Tiêu chuẩn thải đối với chất dinh dưỡng của EU theo mức độ giảm
thiểu (%) hay nồng độ chất thải.

Chất ô nhiễm Nồng độ thải Mức giảm thiểu ít nhất
2 mg/l cho hệ  10.000 người
P - tổng 80%
1 mg/l cho hệ > 10.000 người
15 mg/l cho hệ  10.000 người
N - tổng 70 - 80%
10 mg/l cho hệ > 10.000 người


Ngoài vấn đề kiểm soát dinh dưỡng trong nước thải, trong hoạt động sản
xuất nông nghiệp, những giải pháp cưỡng bức sau cũng được áp dụng:
- Hạn chế sử dụng phân chuồng và liều lượng bón vào những thời điểm và địa
điểm được qui định.
- Lưu trữ phân chuồng ở mức tối thiểu.
- Thực hiện các giải pháp tối ưu nhằm đáp ứng vừa đủ lượng đạm cho cây
trồng (từ phân bón và từ đất).



~6~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Chiến lược kiểm soát ô nhiễm dinh dưỡng trong nước của mỗi quốc gia đều
dựa vào các qui định chung của quốc tế (ví dụ theo văn bản khuyến cáo
9/2/1988 tại Helcom), của các vùng lãnh thổ (ví dụ EU) và tiểu vùng (ví dụ
vùng biển Baltic, vịnh Phần Lan, lưu vực của các sông lớn, các bãi biển) cùng
với các đặc thù riêng của từng quốc gia.
Luật, biện pháp thực thi luật và chương trình hành động của từng quốc gia
trong EU được đặt ra và thực hiện.
Để bảo vệ nguồn nước, ngăn ngừa sự hình thành các nguồn nước phú
dưỡng và phù hợp với luật của cộng đồng châu Âu, chính phủ Phần Lan qui
định: Tất cả các hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt phục vụ khu dân cư trên
10.000 người cần phải giảm thiểu 70% lượng nitơ trong nước thải nếu nguồn
nước nhận nó có nguy cơ trở nên phú dưỡng và nếu nước có nhiệt độ cao hơn
12oC đối với các hệ thống xử lý phục vụ trên 100.000 người.
Trong chiến lược bảo vệ nguồn nước của mình trong các giai đoạn 1995 -
2005, dựa trên các kết quả nghiên cứu toàn diện về nhiều khía cạnh khác nhau,
chính phủ cũng đưa ra một số khuyến cáo khác:
- Tất cả các hệ thống xử lý nước thải cần phải loại bỏ được hợp chất nitơ khi
các nguồn nhận nước trong nội địa có nguy cơ bị thiếu oxy do ô nhiễm
amoniac hoặc có tác động xấu đến chất lượng nước cấp hay đời sống của
thuỷ động vật.
- Tất cả các hệ thống xử lý nước thải phục vụ trên 10.000 người đổ ra vịnh
Phần Lan, biển Archipelago, hoặc các sông vùng ven biển Bothnia đều cần
loại bỏ nitơ . Trong giai đoạn 1988 - 2004 cần phải giảm 60 - 65% lượng
nitơ trong nước thải.
Với các qui định trên sẽ có khoảng 30 hệ thống xử lý nước sinh hoạt ở Phần
Lan cần phải tiến hành xử lý nitơ . Mục tiêu hoặc nhu cầu là giảm 85 - 90%
tổng lượng amoniac trong nước thải hoặc nồng độ amoniac sau khi xử lý, tính
trung bình theo năm là 4 mg/l [3].
Tại Đan Mạch chương trình hành động giảm thiểu ô nhiễm chất dinh dưỡng
được quốc hội thông qua vào năm 1987 và có hiệu lực thi hành đối với các hệ
thống xử lý từ 1. 1993 [4].
Chương trình hành động của Đan Mạch qui định chỉ tiêu thải chung cho
nước thải sinh hoạt về BOD, tổng nitơ và tổng photpho. Các chỉ tiêu thải liên
quan đến qui mô của hệ thống xử lý tính theo số người được phục vụ, hệ thống
xây mới và các hệ thống đang tồn tại (bảng 1. 2).


~7~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Trong chương trình hành động có tới 289 hệ thống xử lý nước thải phải hạ
thấp nồng độ photpho xuống dưới 1,5 mg/l, 165 hệ xử lý phải giảm nồng độ
nitơ xuống dưới 8 mg/l. Thời gian dành cho chương trình hành động không
dài: 138 hệ xử lý phải hoàn thành ngay trong năm 1993, 25 hệ được phép hoàn
thành chậm hơn một năm, 25 hệ khác được phép hoàn thành chậm hơn hai
năm, chỉ duy nhất một hệ xử lý (lớn nhất tại Lynetten) được phép kéo dài 4
năm.
Bảng 1. 2. Tiêu chuẩn thải chung đối với nước thải sinh hoạt của Đan
Mạch.
Qui mô hệ xử lý T-N T-P BOD
(số người được phục vụ) mg/l mg/l mg O2/l
< 5000 - - -
Hệ mới, > 5000 8 1,5 15
Hệ đã tồn tại
5000 - 15.000 - 1,5 -
>15.000 8 1,5 15


Để thực hiện chiến lược giảm thiểu ô nhiễm do chất dinh dưỡng, chính phủ
Na Uy đã chi 9 triệu NOK cho chương trình nghiên cứu trên. Mục đích chính
của dự án nghiên cứu là tìm các biện pháp xử lý dinh dưỡng thích hợp với điều
kiện của Na Uy là có khí hậu lạnh và nước thải bị pha loãng, sao cho có thể
giảm 50 - 80% hàm lượng dinh dưỡng trong nước thải sinh hoạt với chi phí
xây dựng và vận hành hợp lý [6].
Nhằm thực hiện điều luật nước thải đô thị của EU, vùng Flemish ở Bỉ được
liệt vào vùng nhạy cảm, nên các hệ thống xử lý nước thải cho hơn 10.000
người phải đáp ứng tiêu chuẩn thải về phương diện dinh dưỡng. Do được đầu
tư thoả đáng, điều luật trên sẽ được thực thi trọn vẹn vào năm 2005 trong tất cả
118 hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt [7]. Để đạt tiêu chuẩn chất lượng thải,
các hệ thống xử lý phải giảm thiểu ít nhất 75% nồng độ các chất dinh dưỡng.
Từ năm 1990 chính quyền Flemish thực hiện một chương trình khẩn cấp
nâng cao hiệu quả xử lý của các hệ thống cũ với hiệu suất xử lý chỉ đạt khoảng
33%. Hãng Aquafin Ltd được thành lập và được chỉ định nhiệm vụ: tu sửa,
xây dựng và vận hành những cơ sở hạ tầng cần thiết để phục vụ xử lý nước
thải. Nhằm phục vụ tốt hệ thống xử lý nước thải ngày càng tăng, Aquafin Ltd
thực hiện tiêu chuẩn hoá các công nghệ áp dụng thích hợp cho các qui mô

~8~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
khác nhau trên cơ sở nghiên cứu so sánh về các chỉ tiêu kinh tế và môi trường.
Tiêu chuẩn hoá chẳng những được xác lập cho tổng thể quá trình xử lý nước
thải, bùn thải mà còn cho từng đơn vị công nghệ của hệ thống. Tiêu chuẩn hoá
còn áp dụng cho cả các sơ đồ công nghệ chuẩn, phương pháp tính toán và
kiểm soát hệ thống hoạt động. Tất cả các tiêu chuẩn trên được xuất bản thành
tài liệu để thúc đẩy nhanh công việc thiết kế, xây dựng và vận hành hệ thống
xử lý nước thải. Tuỳ theo qui mô của hệ thống xử lý, tiêu chuẩn kỹ thuật được
ấn định tương ứng (bảng 1. 3, 1. 4).


Bảng 1. 3. Tiêu chuẩn hoá hệ thống công nghệ xử lý qui mô lớn.

Qui mô phục BOD/COD/SS/N/P BOD/N Công nghệ
vụ (người)
một mương oxy hóa có lắng
2000 -5000 25/125/60/... -
trung tâm, có thể thao tác
theo mẻ, xử lý P bằng biện
pháp hóa học.
một mương oxy hóa với vùng
5000 - 10.000 25/125/60/-/ -
thiếu khí, sục khí bề mặt, xử
lý P bằng biện pháp hóa học.
một mương oxy hóa, sục khí
10.000 - 30.000 25/125/35/15/2 4
lý P bằng biện pháp hóa học.
hai mương oxy hóa có sục
30.000 -100.000 25/125/35/15/2 -
khí thay phiên, sục khí phân
tán mịn, xử lý P bằng biện
pháp hóa học.
Phụ thuộc vào điều kiện địa
>100.000 25/125/31/10/1 -
phương.
Trong các chương trình hành động giảm thiểu tạp chất dinh dưỡng, luôn
xác định các chỉ dẫn cụ thể như trên [3, 4, 5, 8].
Đã có rất nhiều cố gắng được thực hiện nhằm cải tạo các hệ thống đang
hoạt động nhằm đáp ứng chỉ tiêu thải chất dinh dưỡng. Từ năm 1995 đến 2007
chính phủ Bỉ chi tiêu cho chương trình trên 5,2 tỉ Euro.
Dự án cấu trúc lại và phục hồi nguồn nước mặt thuộc lưu vực sông Ruhr
(CHLB Đức) bằng các giải pháp ngăn ngừa ô nhiễm bởi các chất dinh dưỡng


~9~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
do nước thải sinh hoạt tiêu tốn 2 tỉ Mark. Lưu vực trên có diện tích 4488 km2
với dân số khoảng 2,2 triệu người. Vùng nước có hiện tượng phú dưỡng do
nguồn nước thải chứa nhiều chất dinh dưỡng, hiệu quả xử lý của các hệ thống
chỉ đạt khoảng 25% đối với hợp chất nitơ và 10% đối với photpho. Sau nhiều
năm thực hiện, cho đến năm 1999 nồng độ amoniac giảm xuống còn 2,3 mg/l
(năm 1972 là 20 mg/l), của photpho là 0,15 mg/l (vào những năm 70 là 0,8
mg/l) [9].

Bảng 1. 4. Tiêu chuẩn hoá công nghệ hệ xử lý qui mô nhỏ.
Qui mô (người) BOD/COD/SS BOD/COD/SS BOD/COD/SS/N/P
50/250/60 (mg/l) 25/125/60 (mg/l) 25/125/35/15/2 (mg/l)
Lắng sơ cấp,
20 - 500 - -
xử lý với thảm
cây sậy hai giai
đoạn
Đĩa lọc sinh Mương oxy hóa, xử
500 - 1000 -
học, lọc qua lý P bằng biện pháp
thảm sậy hóa học.
Mương oxy hóa
1000 - 2000


Vùng vịnh Chesapeake ở bắc Mỹ nằm giữa các bang Maryland,
Pennsylvania, Virginia và quận Columbia là vùng biển giàu tiềm năng thực
vật, động vật: 3600 loài động, thực vật, cá với nhiều loại quý hiếm, diện tích
mặt nước là 165.760 km2. Đây là vùng kinh tế và phát triển bền vững với 15
triệu dân từ trên 300 năm nay [10].
Vào thập kỷ 60, 70 của thế kỷ 20, chất lượng môi trường nước ở đây xấu đi
rõ rệt: nước thiếu oxy, đục, thực vật, động vật suy giảm, hiệu quả đánh bắt
thuỷ sản giảm sút mạnh. Trước thực trạng đó, quốc hội Mỹ chỉ đạo cho cục
môi trường Mỹ phối hợp với các bang liên quan tiến hành đánh giá hiện trạng
môi trường vùng vịnh với kinh phí 27 triệu USD. Đánh giá kết thúc vào năm
1982 và đề ra các giải pháp phục hồi vào 1983. Kết quả đánh giá cho thấy sự
suy giảm đa dạng sinh học trong vịnh và nghề cá có nhiều nguyên nhân: mất
khả năng sinh sản trong vùng nước chảy ngược, đánh bắt quá mức, bệnh tật,
nồng độ các chất dinh dưỡng cao.
Kết quả nghiên cứu trong bảy năm cho thấy nguyên nhân quan trọng nhất
dẫn tới chất lượng nước xấu là do hàm lượng hợp chất nitơ, photpho cao, thúc



~ 10 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
đẩy sự phát triển ồ ạt của tảo. Khi phát triển mạnh, tảo che chắn ánh sáng
không cho thực vật sống ở lớp dưới phát triển, làm mất nguồn thức ăn cho
thuỷ động vật. Khi chết tảo lắng xuống đáy, bị vi sinh vật và nấm phân huỷ
làm cạn kiệt nguồn oxy hoà tan cung cấp cho các loài động vật khác. Trong
khi phân huỷ tảo, các chất dinh dưỡng và hữu cơ lại được chiết ra môi trường
nước từ trầm tích, các yếu tố trên lại thúc đẩy vi sinh vật phát triển. Vi sinh vật
phát triển sẽ bám vào thân, lá thực vật làm giảm khả năng quang hợp của thực
vật. Đó là quá trình gây ra giảm chất lượng nước của vùng vịnh.
Một chương trình phục hồi vịnh Chesapeake rộng lớn được thực hiện bởi
nhiều tổ chức (26 tổ chức tham gia ký kết). Ngoài một số biện pháp mang tính
quản lý, truyền thông, mục tiêu chính của chương trình phục hồi (thoả thuận
1987) là giảm lượng dinh dưỡng vào vịnh 40% vào năm 2000 so với năm
1985. Chỉ tiêu trên tương ứng với chất lượng nước thải khi đổ vào vịnh là 6
mg N/l và 1 mg P/l của tất cả các hệ thống xử lý trong vùng.
Cho tới năm 1992 nội dung trên được xem xét và đánh giá lại, kết quả cho
thấy mục tiêu đặt ra là khả thi và mở rộng qui định trên cho tất cả các vịnh.
Tới cận thời điểm năm 2000, kết quả thực hiện chương trình được tiếp tục
đánh giá và cho thấy mục tiêu giảm hàm lượng photpho thấp hơn chỉ tiêu đặt
ra từ 1 - 2%, giảm hàm lượng nitơ không đạt yêu cầu, chỉ khoảng 10 - 20%
(so với 40%). Vì vậy một chương trình mới lại được thoả thuận sẽ thực hiện
tiếp trong 10 năm tới nhằm phục hồi vùng vịnh Chesapeake [10].
Qua những trình bày trên cho thấy, chẳng những các nhà nghiên cứu khoa
học, công nghệ đã đưa ra cảnh báo về nguy cơ ô nhiễm do các chất dinh dưỡng
cùng với tác hại của nó mà ngay các cơ quan lập pháp, hành pháp, công
nghiệp, thương mại cũng tích cực tham gia vào các công việc trên để nhằm
duy trì một môi trường sống ổn định, bền vững.
Phù hợp với hoàn cảnh thực tế của mình, mỗi quốc gia đều có chiến lược và
các giải pháp phù hợp nhằm ngăn chặn ô nhiễm do các chất dinh dưỡng.
ở Việt Nam, công nghệ xử lý nước thải, đặc biệt là xử lý hợp chất dinh
dưỡng mới chỉ ở giai đoạn đầu, chủ yếu ở khu vực sản xuất công nghiệp, hầu
như chưa đụng chạm đến nước thải sinh hoạt.
Các qui định về tiêu chuẩn thải của Việt Nam cũng chưa đề cập tới các chất
dinh dưỡng và còn ở mức chung chung.
Nếu kịp thời đề ra các tiêu chuẩn thải cụ thể ngay ở giai đoạn ban đầu như
hiện nay thì sẽ rất thuận lợi cho các hệ thống xử lý nước thải sẽ được tiếp tục


~ 11 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
xây dựng và vận hành trong thời gian tới và sẽ ít tốn kém hơn so với khi cần
bổ sung nâng cấp.
Nội dung trình bày ở trên liên quan đến quá trình phân huỷ, loại bỏ các chất
dinh dưỡng trong nước thải nhằm mục đích bảo vệ các nguồn nước. Thực hiện
mục tiêu đó rất tốn kém, không phải nước nào cũng có khả năng, ví dụ như ở
Mĩ trong trường hợp xử lý vùng vịnh Chesapeake cũng không dễ đáp ứng về
kinh phí [11]. Trong khi xử lý (phân huỷ) chất dinh dưỡng phải dùng đến năng
lượng và hoá chất với chi phí không thấp. Mặt khác các chất dinh dưỡng chính
là nguồn nguyên liệu quí của con người mà nhiều nơi trên thế giới (những
nước nghèo) còn đang thiếu và một số trong đó (P, S, K) không có khả năng
tái tạo và có lượng dự trữ hạn chế. Do vậy, các nhà khoa học hiện nay đang
khởi động các nghiên cứu hướng vào việc thu hồi và tái sử dụng các chất dinh
dưỡng từ phế thải song song với các nghiên cứu phá hủy (xử lý) chúng.
Trên cơ sở định hướng ―tái sử dụng và thu hồi chất dinh dưỡng‖ từ phế thải,
các nhà khoa học đã tập trung vào nghiên cứu vấn đề trên. Tại Amsterdam, 10.
2002, đã tổ chức hội nghị với chuyên đề ―from nutrient removal to recovery‖
(bước tiến từ phân hủy chất dinh dưỡng đến thu hồi chúng) để bàn bạc về
chiến lược và thảo luận một số kết quả ban đầu.
Protein là nguồn dinh dưỡng quan trọng của con người. Nguồn protein thu
được từ hoạt động sản xuất nông nghiệp hiện nay chủ yếu đi từ phân tổng hợp.
Sản lượng phân đạm tổng hợp của thế giới vào năm 1960 là 10 triệu tấn, tăng
lên 90 triệu tấn vào năm 1998. Ngoài lượng phân đạm tổng hợp, quá trình cố
định đạm của vi sinh vật được ước tính là 200 - 240 triệu tấn [13].
Phân lân được sản xuất chủ yếu từ quặng appatit, với mức độ tiêu thụ như
hiện nay, nguồn nguyên liệu còn đủ đáp ứng cho khoảng 300 năm tới [12].
Thu hồi, tái sử dụng các chất dinh dưỡng vừa đáp ứng được mục tiêu bảo
vệ nguồn nước, tiết kiệm năng lượng, hoá chất vừa thu nhận và tiết kiệm được
nguồn tài nguyên, phù hợp với phương pháp luận ―công nghệ xanh‖ (green
engineering). Nội dung chủ yếu của phương hướng trên là kết hợp việc xử lý ô
nhiễm do dinh dưỡng, quản lý chất lượng môi trường kết hợp với sản xuất.
Thu hồi các chất dinh dưỡng có thể thực hiện trên nhiều đối tượng từ chất
thải rắn (phân, phế liệu nông nghiệp, sinh khối, tảo, bèo...) hoặc từ chất thải
lỏng mà chủ yếu là nước thải, trước tiên là lượng nước thải sinh hoạt (nguồn
lớn nhất).




~ 12 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Vào cuối thế kỷ 20, lượng hợp chất nitơ tham gia vào chuỗi thức ăn của
con người trên thế giới là 15 kg/đầu người/năm. Một phần lượng nitơ trên
nằm ở dạng protein trong tế bào động, thực vật, lượng protein tiêu thụ dao
động 20 - 100 g/đầu người/ngày. Một phần lớn protein bị thải loại khỏi cơ thể
người trong chất thải, khoảng từ 5 - 16 g tính theo nitơ/ngày. Như vậy hàng
năm mỗi người thải ra 4,75 kg N (lấy số trung bình là 13 gN/người/ngày).
Lượng nitơ thải ra trong nước thải chiếm khoảng 30% so với lượng tiêu thụ.
Lượng thải nitơ từ phân thấp hơn so với nước tiểu (1,5 g so với 12,2 g trên đầu
người mỗi ngày) [13].
Lượng hợp chất nitơ, photpho từ nước tiểu, phân bị pha loãng tới trăm lần
khi thải ra tới cống rãnh, tức là trước khi được xử lý vì vậy thu hồi đạm từ
nước tiểu là đối tượng đầu tiên được quan tâm.
Có nhiều phương pháp để thu hồi các chất dinh dưỡng từ nước thải nhưng
biện pháp đầu tiên quan trọng nhất là tránh pha loãng. Tách riêng nước tiểu là
biện pháp thu hồi trực tiếp có hiệu quả vì 80% N, 50% P và 70% K trong nước
thải sinh hoạt có nguồn gốc từ nước tiểu. Sản xuất phân bón trực tiếp từ nước
tiểu được sẵn sàng chấp nhận miễn là nó đáp ứng được nhu cầu dinh dưỡng
cho cây trồng như phân tổng hợp, không gây mùi và sự cố [12, 14, 15, 16].
Hợp chất photpho cũng có thể thu hồi từ nước thải, tuy nhiên với giá thành
cao, vì vậy để thực hiện cần có các động lực (chính trị) khác. Cơ quan môi
trường của Thuỵ Điển đề nghị sẽ thu hồi 25% P vào năm 2015 và 40% vào
năm 2025 [12].
Xử lý hoặc thu hồi theo các phương pháp đơn lẻ thường tốn kém và đạt
hiệu quả không cao nên các nhà khoa học đang tìm cách phối hợp các giải
pháp trong một hệ tổng thể. Các hoạt động nghiên cứu theo hướng này được
chia làm ba mức theo qui mô của nội dung:
- Phối hợp các hệ thống khác nhau có liên quan đến nguồn tài nguyên (trong
đó quản lý chất thải chỉ là một bộ phận) khi xem xét một chu trình tổng thể.
- Nâng cao hiệu quả hoạt động của các quá trình, tạo ra được các mô hình sẵn
có hiệu quả (ví dụ kết hợp giữa tách riêng nước tiểu và xử lý nước thải hoặc
kết hợp xử lý với thu hồi, xử lý nước thải khai thác mỏ với thu hồi các sản
phẩm có trong nước thải).
- Hoàn chỉnh và nâng cao hiệu quả của từng đơn vị công nghệ, nghiên cứu kỹ
thuật mới có hiệu quả tốt hơn để áp dụng vào thực tế (ví dụ các quá trình kết
tủa amoniac và photphat dưới dạng struvite, quá trình Sharon/Anamox, oxy


~ 13 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
hoá không hoàn toàn nước tiểu, oxy hoá tăng cường bùn vi sinh, sản xuất
phân bón từ chất dinh dưỡng trong nước thải.
Một trong những ví dụ về cải tiến và phối hợp các đơn vị công nghệ khác
nhau được thực hiện ở Mỹ (Virginia) là thu hồi photpho từ hệ thống xử lý
nước thải sinh hoạt. Sinh khối thải từ quá trình xử lý hiếu khí được phân huỷ
yếm khí, khi đó photpho trong sinh khối và amoniac được thải ra vào nước với
nồng độ cao (73% trong sinh khối). Amoniac và photphat được thu hồi dưới
dạng chất kết tủa struvite (MgNH4PO4). Sự có mặt của struvite và canxi
photphat làm tăng giá trị sử dụng của phân vi sinh. Sinh khối qua xử lý như
trên được dùng làm phân bón, đóng thành gói 18,2 kg với tên thương phẩm
―Nutra Green‖ với giá thành 1 USD hoặc bán ở dạng rời với giá 14 USD cho
18,31 m3 [11].
Tóm lại, để ngăn ngừa ô nhiễm các nguồn nước do các chất dinh dưỡng, từ
thập kỷ 90 các quốc gia đã ban hành và thực hiện nhiều luật liên quan đến tiêu
chuẩn thải, công nghệ xử lý và quản lý các nguồn nước.
Tuy nhiên, các chất dinh dưỡng là nguồn nguyên liệu quí giá của con người
và không phải là vô tận nên các nhà khoa học đồng thời nghiên cứu khả năng
thu hồi chúng. Về nguyên tắc có thể thu hồi các chất dinh dưỡng từ các nguồn
thải nhưng với giá thành cao. Phương hướng nghiên cứu chính là kết hợp các
quá trình quản lý tài nguyên, nâng cao hiệu quả xử lý của tổ hợp hệ thống và
từng đơn vị công nghệ và sản xuất ra sản phẩm.




~ 14 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Nguồn gốc và chu trình trong tự nhiên.
2 Nguồn gốc.
2. 1.

Nguyên tố nitơ là thành phần luôn có mặt trong cơ thể động, thực vật sống
và trong thành phần của các hợp chất tham gia quá trình sinh hoá. Đồng thời
nó cũng tồn tại ở rất nhiều dạng hợp chất vô cơ, hữu cơ trong các sản phẩm
công nghiệp và tự nhiên.
Nguyên tố nitơ có thể tồn tại ở bảy trạng thái hoá trị, từ dạng khử (N -3) là
amoniac đến dạng oxy hoá sâu (N+5) là nitrat. Bảng 2. 1. ghi các trạng thái hoá
trị của nguyên tố nitơ và hợp chất hoá học đại diện cho trạng thái hoá trị đó.

Bảng 2. 1. Trạng thái hoá trị của nguyên tố nitơ trong hợp chất hóa học.

Hợp chất Công thức hóa học Hóa trị

NH4+/NH3
Amoni/amoniac -3

Khí nitơ N2 0

Dinitơ oxit N2O +1

Nitơ oxit NO +2

NO2--N
Nitrit +3

Nitơ dioxit NO2 +4

NO3--N
Nitrat +5


Trong môi trường nước tự nhiên, các hợp chất amoniac, hợp chất hữu cơ
chứa nitơ, khí nitơ, nitrat và nitrit có nồng độ không đáng kể, tuy vậy chúng là
nguồn nitơ cho phần lớn sinh vật trong đất và nước. Vi sinh vật sử dụng nguồn
nitơ kể trên vào tổng hợp axit amin, protein, tế bào và chuyển hoá năng lượng.
Trong các quá trình đó, hợp chất nitơ thay đổi hoá trị và chuyển hoá thành các
hợp chất hoá học khác.
Nguồn phát thải hợp chất nitơ vào môi trường rất phong phú: từ các chất
thải rắn, khí thải, nước thải nhưng quan trọng nhất là từ nguồn phân và chất
bài tiết trong nước thải sinh hoạt.



~ 15 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Trong nước thải, photpho tồn tại chỉ ở một dạng hoá trị là +5 và do vậy hợp
chất photpho tồn tại trong tự nhiên không nhiều: hợp chất muối và este của
axit photphoric. Axit photphoric, H3PO4 là một axit yếu với ba bậc phân li,
ứng với các hằng số axit pKA là 2,16, 7,16 và 12,4. Khi phân li, gốc photphat
hình thành là thành phần tham gia vào các quá trình sinh hoá của tế bào động,
thực vật. Vi sinh vật và nhiều cơ thể sống sử dụng photphat đơn (ortho -
photphat) này để tạo ra các hợp chất hữu cơ chứa photphat trong các tế bào:
trong axit nucleic, photpho lipit, adenosin triphotphat, hormon. Canxi photphat
là thành phần cơ bản của xương.
Ngoài dạng photphat đơn và photphat hữu cơ, polyphotphat là dạng tồn tại
khác hay gặp trong nước thải. Polyphotphat là hợp chất tạo thành do quá trình
trùng ngưng của axit photphoric. Phụ thuộc vào cách sắp xếp của gốc photphat
có thể tạo ra polyphotphat mạch thẳng hoặc mạch vòng (polymetaphotphat)
[3]. Chúng có độ tan thấp.
Trong môi trường nước, tất cả các dạng polyphotphat đều có thể bị thuỷ
phân tạo thành photphat đơn.
Photphat là hợp chất không bay hơi, dễ tạo thành các hợp chất có tính tan
thấp (với Al3+, Fe2+, Ca2+) nên chúng chỉ tồn tại trong môi trường nước và
trong đất, trầm tích. Trong các trầm tích do hoạt động của các loại vi sinh vật
yếm khí, photphat dạng không tan lại được tiết ra dưới dạng photphat đơn tan
vào nước, chúng lại được tảo và vi sinh hấp thu.
Photpho trong nước thải chủ yếu có từ nguồn gốc: phân người, nước tiểu,
đồ thải thức ăn, chất tẩy rửa tổng hợp, chất thải từ sản xuất công nghiệp, chất
chống ăn mòn trong các đường ống dẫn nước.


Nguồn nước thải sinh hoạt.
2. 1. 1.

Thành phần nitơ trong thức ăn của người và động vật nói chung chỉ được
cơ thể hấp thu một phần, phần còn lại được thải ra dưới dạng chất rắn (phân)
và các chất bài tiết khác (nước tiểu, mồ hôi).
Nguồn nước thải từ sinh hoạt gồm: nước vệ sinh tắm, giặt, nước rửa rau,
thịt, cá, nước từ bể phốt, từ khách sạn, nhà hàng, các dịch vụ công cộng như
thương mại, bến tàu xe, bệnh viện, trường học, khu du lịch, vui chơi, giải trí.
Chúng thường được thu gom vào các kênh dẫn thải. Hợp chất nitơ trong nước
thải là các hợp chất amoniac, protein, peptid, axit amin, amin cũng như các



~ 16 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
thành phần khác trong chất thải rắn và lỏng. Mỗi người hàng ngày tiêu thụ 5-
16 g nitơ dưới dạng protein và thải ra khoảng 30% trong số đó. Hàm lượng
nitơ thải qua nước tiểu lớn hơn trong phân khoảng 8 lần [18]. Các hợp chất
chứa nitơ , đặc biệt là protein, và urin trong nước tiểu bị thuỷ phân rất nhanh
tạo thành amoni/amoniac. Trong các bể phốt xảy ra quá trình phân huỷ yếm
khí các chất thải, quá trình phân huỷ này làm giảm đáng kể lượng chất hữu cơ
dạng carbon nhưng tác dụng giảm hợp chất nitơ không đáng kể, trừ một phần
nhỏ tham gia vào cấu trúc tế bào vi sinh vật. Hàm lượng hợp chất nitơ trong
nước thải từ các bể phốt cao hơn so với các nguồn thải chưa qua phân huỷ yếm
khí.
Trong nước thải sinh hoạt, nitrat và nitrit có hàm lượng rất thấp do lượng
oxy hoà tan và mật độ vi sinh tự dưỡng (tập đoàn vi sinh có khả năng oxy hoá
amoni) thấp. Thành phần amoni chiếm 60 - 80% hàm lượng nitơ tổng trong
nước thải sinh hoạt [1, 2].
Nguồn phát thải photpho quan trọng nhất trong nước thải sinh hoạt là phân,
thức ăn thừa, chất tẩy rửa tổng hợp. Lượng photpho có nguồn gốc từ phân
được ước tính là 0,2 - 1,0 kg P/người/năm hoặc trung bình là 0,6 kg. Lượng
photpho từ nguồn chất tẩy rửa tổng hợp được ước tính là 0,3 kg/người/năm.
Sau khi hạn chế hoặc cấm sử dụng photpho trong thành phần chất tẩy rửa,
lượng photpho trên giảm xuống, còn khoảng 0,1 kg/người/năm.
Thức ăn thừa: sữa, thịt, cá hoặc dụng cụ nấu ăn, đựng các loại trên khi vào
nước cũng thải ra một lượng photpho đáng kể.
Nồng độ hợp chất nitơ, photpho trong nước thải sinh hoạt biến động theo
lưu lượng nguồn nước thải: mức độ sử dụng nước của cư dân, mức độ tập
trung các dịch vụ công cộng, thời tiết, khí hậu trong vùng, tập quán ăn uống
sinh hoạt (thức ăn nguội, tự nấu nướng), thay đổi mạnh theo chu kỳ thời gian
ngày tháng cũng như mức sống và tiện nghi của cộng đồng. Lượng chất thải vì
vậy thường được tính theo đầu người (khối lượng khô) hoặc nồng độ sau khi
đã được pha loãng với mức nước sử dụng trên đầu người (ở các nước công
nghiệp khoảng 190 lít/người/ngày) hoặc trong các cống rãnh thải (450
lít/người/ngày). Nồng độ pha loãng được gọi là nồng độ tại điểm xả hoặc trong
cống thải.
Rất đáng tiếc là ở Việt Nam chúng ta không có các số liệu đã nêu. Bảng 2.
2 ghi đặc điểm nước thải sinh hoạt khá đặc trưng của các thành phố ở Mỹ [1,
2].



~ 17 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Bảng 2. 2. Mức độ ô nhiễm nước thải sinh hoạt, tính theo khối lượng khô trên
đầu người trong ngày tại điểm xả C(x) và tại cống rãnh C(R).

Thông số m (g/người/ngày) C(x) (mg/l) C(R) (mg/l)

BOD 85 450 187

COD 198 1050 436

Cặn không tan 95 503 209

NH3-N 7,8 41,2 17,2

TKN-N 13,3 70,4 29,3
(tổng nitơ Kjeldahl)

P-Hữu cơ 1,23 6,5 2,7

P-Vô cơ 2,05 10,8 4,5

P-tổng 3,28 17,3 7,2


Mức độ ô nhiễm nitơ và photpho trong nước thải từ bếp nấu ăn và từ các
bể phốt cao hơn so với các giá trị đưa ra trong bảng 2. 2 vì hình thái sinh hoạt
ở các vùng, các vị trí có nước thải khác nhau, ví dụ khách sạn không có nhà
ăn, trường học, các công sở, bệnh viện, khu du lịch, nghỉ mát khác nhau nên
nước thải từ các nguồn có độ ô nhiễm cũng khác nhau. Giá trị ô nhiễm đặc
trưng vì vậy chỉ có thể có được bằng cách đánh giá trực tiếp mang tính hệ
thống. Nước thải sinh hoạt có nguồn gốc từ nhiều loại hình hoạt động, chúng
thường được thu gom về các cống dẫn thải. Thành phần ô nhiễm và mức độ ô
nhiễm đặc trưng của nước thải sinh hoạt từ cống dẫn thải được ghi trong bảng
2. 3.




Bảng 2. 3. Đặc trưng ô nhiễm nước thải sinh hoạt [1].
Thành phần Đơn vị Nồng độ
Khoảng Đặc trưng
Chất rắn tan mg/l 350 - 1200 700
Cặn không tan mg/l 100 - 350 210



~ 18 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
BOD mg/l 110 - 400 210
TOC mg/l 80 - 240 160
COD mg/l 250 - 1000 500
Nitơ tổng (N) mg/l 20 - 85 35
NH3-N mg/l 12 - 50 22
P-tổng (P) mg/l 4 - 15 7
P-hữu cơ mg/l 1-5 2
P-vô cơ mg/l 3 - 10 5



Nguồn nước thải công nghiệp.
2. 1. 2.

Ô nhiễm do hợp chất nitơ, photpho từ sản xuất công nghiệp liên quan chủ
yếu tới chế biến thực phẩm, sản xuất phân bón hay trong một số ngành nghề
đặc biệt như chế biến mủ cao su, chế biến tơ tằm, thuộc da.
Chế biến thực phẩm thải một lượng đáng kể hợp chất chứa nitơ, photpho
liên quan đến loại thực phẩm chứa nhiều đạm: chế biến thuỷ hải sản, giết mổ
và sản xuất thức ăn từ các loại thịt, sữa, đậu, nấm.
Chế biến thuỷ sản, giết mổ gia súc gồm các công đoạn sản xuất các sản
phẩm đông lạnh (thô) và đồ hộp, tỉ lệ các sản phẩm trên phụ thuộc vào nhu cầu
của thị trường và trình độ phát triển công nghệ của từng nước. Giai đoạn đầu
của quá trình chế biến là vệ sinh, giết, mổ, loại bỏ các phần thải (vây cá, lông,
lòng, phân, chân tôm, cua...). Các công đoạn kể trên thường được thực hiện
trong nước hoặc được rửa bằng nước với lượng khá lớn. Nước thải từ khâu
giết mổ chứa một lượng lớn máu, mỡ, phân cùng các mảnh thịt vụn, nước thải
từ khâu giết mổ được thu gom cùng với nước vệ sinh dụng cụ hoặc diện tích
làm việc.
Hợp chất chứa nitơ, photpho nhanh chóng được tiết ra từ các thành phần
rắn vào nước với tốc độ phụ thuộc vào mức độ phân tán (kích thước), nhiệt độ
môi trường và loại sản phẩm chế biến.
Chủng loại và kích thước vật giết mổ gây ra độ ô nhiễm rất khác nhau: giết
mổ cá (sản phẩm dạng phi lê) thấp hơn nhiều so với làm tôm đông lạnh, chế
biến mực và bạch tuộc thải ra nguồn nước có độ ô nhiễm rất cao [4, 5]. Với
cùng chủng loại thì vật mổ có kích thước (trọng lượng) lớn sẽ ít gây ô nhiễm
hơn vật có kích thước nhỏ khi tính theo đầu vật mổ hay khối lượng. Vật bị giết


~ 19 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
mổ có kích thước nhỏ (gia cầm) thải ra một lượng nước lớn và độ ô nhiễm cao
hơn so với loại kích thước lớn (bò, lợn) khi tính theo đơn vị khối lượng [6,
7].
Chế biến sữa, sản xuất bơ, pho mát, chế biến nấm, ươm tơ cũng thải ra một
lượng nước thải đáng kể chứa hợp chất nitơ [8, 9, 10].
Quá trình sản xuất một số loại hoá chất, phân bón, sợi tổng hợp thải ra
lượng khá lớn hợp chất hữu cơ chứa nitơ, các hợp chất này dễ bị thuỷ phân
trong môi trường và tạo ra amoniac [6, 8].
Nồng độ hợp chất nitơ, photpho trong nước thải công nghiệp cũng biến
động rất mạnh, không chỉ theo mùa vụ mà cả trong từng ngày, nhất là đối với
các cơ sở chế biến thực phẩm sản xuất đồng thời nhiều loại sản phẩm. Vì lý do
đó các số liệu phân tích về ô nhiễm nói chung hay về nitơ, photpho nói riên g
chỉ mang tính chất khái quát, không thể sử dụng trực tiếp làm số liệu cho tính
toán thiết kế hệ thống xử lý. Ví dụ tại xí nghiệp chế biến thuỷ sản F 10, Đà
Nẵng vào thời điểm tháng 2 - 3 năm 1999, trong cùng ngày mức độ dao động
của COD nằm trong khoảng 600 - 2700 mg/l, của hợp chất nitơ từ 40 - 180
mg N/l còn của photpho từ 16 đến 58 mg P/l. Sự dao động lớn là do đồng thời
chế biến các mặt hàng đông lạnh: cá, tôm, mực.
Bảng 2. 4 ghi mức độ ô nhiễm hợp chất nitơ trong một vài nguồn thải [2, 8].
Để có số liệu thiết kế, cách duy nhất cần thực hiện là đánh giá tại chỗ, thu
thập số liệu mang tính đại diện, các số liệu khác chỉ mang tính tham khảo.

Bảng 2. 4. Nồng độ nitơ tổng trong nước thải công nghiệp[7, 8, 9].

Nguồn Nồng độ nitơ tổng (mg/l) (khoảng)
- Giết mổ 115
- Chế biến thịt 76
- Chế biến:
+ Cá da trơn 33 (28 - 50)
+ Cua 94 (58 - 138)
+ Tôm 215 (164 - 266)
+ Cá 30
- Chế biến rau, quả, đồ uống 4
- Bột, sản phẩm khoai tây 21 (5 - 40)
- Rượu vang 40 (10 - 50)



~ 20 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
- Hóa chất, phân bón
+ NH3-N 1270
+ NO3--N 550


Nguồn thải từ nông nghiệp, chăn nuôi.
2. 1. 3.

Canh tác nông nghiệp về nguyên tắc phải bón phân đạm và lân cho cây
trồng vì các yếu tố trên thiếu trong đất trồng trọt. Trong rất nhiều trường hợp
người ta còn sử dụng nguồn nước thải để tưới nhằm tận dụng lượng hợp chất
nitơ , photpho trong đó để làm phân bón cho cây trồng [11, 12]. Điều đáng bàn
là ở chỗ lượng phân bón mà cây trồng không hấp thu được do nhiều nguyên
nhân: phân huỷ, rửa trôi (phân đạm urê, phân lân, phân tổng hợp NPK) hoặc
do tạo thành dạng không tan, nhất thời cây trồng không thể hấp thu đối với
phân lân. Có số liệu cho thấy phân urê khi bón cho lúa nước có thể bị mất mát
tới 30 - 40% do bị rửa trôi, thấm vào đất hay bị phân huỷ ngoài môi trường.
Trong môi trường nước, urê rất dễ dàng bị thủy phân tạo thành amoniac và khí
carbonic:
CO(NH2)2 + H2O  CO2 + 2 NH3
Lượng nitơ trong phân đạm urê chiếm 46%, mỗi ha lúa nước sử dụng
khoảng 12 kg urê, với lượng phân đạm sử dụng hàng năm ở nước ta khoảng 2
triệu tấn thì lượng nitơ thải vào môi trường cũng khá lớn. Tuy nhiên do diện
phân bố rộng nên hàm lượng amoniac trong nước mặt không cao. Mặt khác
khi tồn tại trong nước amoniac cũng bị các loại thuỷ thực vật khác như rong,
rêu, tảo, cỏ dại hấp thu và một phần chuyển hoá thành dạng hợp chất khác như
nitrat do hoạt động của vi sinh vật.
Nguồn nước thải phát sinh do chăn nuôi gia cầm, gia súc có lưu lượng nhỏ
hơn so với nước sinh hoạt, chủ yếu là nước tắm rửa và vệ sinh chuồng trại.
Nước thải từ chuồng trại chăn nuôi chứa một lượng chất rắn không tan lớn:
phân, rác rưởi, bùn đất, thức ăn thừa rơi vãi, các hợp chất hữu cơ chứa nitơ,
photpho được chiết ra từ các chất thải rắn khi gặp nước. Nồng độ các tạp chất
trong nước thải chuồng trại cao hơn từ 50 - 150 lần so với mức độ ô nhiễm của
nước thải đô thị, nồng độ hợp chất nitơ (TKN) nằm trong khoảng 1500 -
15200 mg N/l, của photpho từ 70 - 1750 mg P/l. [13, 14].




~ 21 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Nước thải chuồng trại của các loài nuôi khác nhau có độ ô nhiễm khác nhau
vì các thành phần dinh dưỡng trong phân khác nhau [15, 16]. Bảng 2. 5 ghi
một số thành phần chính trong phân của các loài vật nuôi khác nhau.
Nồng độ hợp chất nitơ, photpho tăng dần theo thời gian lưu giữ nước thải
do lượng chất hữu cơ có khả năng sinh huỷ rất lớn (BOD: 2300 - 49.000 mg/l),
trong thời gian lưu giữ chúng bị phân huỷ yếm khí tạo ra khí metan và
carbonic trong khi hợp chất nitơ, photpho hầu như không biến động, trong khi
đó các vi sinh bị chết cũng tiếp tục phân huỷ thải ra hợp chất nitơ, photpho.

Bảng 2. 5. Thành phần chính trong phân tươi của một số loài nuôi (giá trị
trung bình)[16].

Độ ẩm (%)
Phân loài nuôi N (%) P2O5 (%) K2O (%)

Bò thịt 85 0,5 0,2 0,5

Bò sữa 85 0,7 0,5 0,5

Gia cầm 72 1,2 1,3 0,6

Lợn 82 0,5 0,3 0,4

Dê, cừu 77 1,4 0,5 0,2


ở một số nước, đặc biệt là ở đông nam Á và Việt Nam có nghề nuôi thuỷ
sản rất phát triển. Vào thời điểm năm 2005 diện tích nuôi thuỷ sản ở Việt Nam
là trên 300.000 ha. Khác với nuôi quảng canh và bán thâm canh, nuôi thâm
canh (công nghiệp) sử dụng thức ăn tổng hợp với liều lượng khá lớn, 100 - 120
kg/ngày/ha. Thức ăn tổng hợp chứa 30 - 36% protein thô. Các kết quả đánh giá
cho thấy, thuỷ động vật nuôi chỉ hấp thu được khoảng 25 - 40% lượng nitơ, 17
- 25% lượng photpho trong thức ăn tổng hợp. Hiệu quả nuôi tuỳ thuộc vào loài
nuôi, nằm trong khoảng 1,8 - 2,9 kg thức ăn để thu được 1 kg sản phẩm tươi
(trong đó 80% là nước). Do hiệu quả hấp thu N, P từ thức ăn không cao, phần
còn dư nằm trong nước nuôi với hàm lượng khoảng 360 mg/m2/ngày [15].
Phân tôm cá, thức ăn thừa và chất bài tiết cũng đóng góp làm tăng nồng độ
hợp chất nitơ, photpho trong nước nuôi, nhất là khi phân và thức ăn thừa
không được thu gom và tách ra khỏi nguồn nước nuôi kịp thời.
Hợp chất nitơ nhanh chóng bị thuỷ phân thành amoniac và được tảo hấp
thu (hàm lượng protein thô trong tảo khô chiếm khoảng 50%, tương ứng với

~ 22 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
8% N). Tảo là nguồn thức ăn trực tiếp cho vật nuôi (cá chép trắng, rô phi, cá
trắm... tôm...) và của các loài động vật phù du (nhỏ), động vật phù du là thức
ăn của loài nuôi. Khi hệ sinh thái trên ổn định thì mức độ ô nhiễm trong hồ
nuôi không lớn, khi mất cân bằng thì gây ô nhiễm lớn, gây ra nhiều sự cố bất
lợi. Ví dụ do sử dụng quá nhiều thức ăn dẫn đến mật độ tảo cao, một số loại
tảo lam phát triển ồ ạt (nước nở hoa) và chết hàng loạt. Khi tảo chết bị phân
huỷ sẽ thải ra một lượng lớn amoniac đầu độc vật nuôi.
Hàm lượng photpho trong nước nuôi thuỷ sản không cao do bị tảo hấp thu
hoặc nằm ở dạng sa lắng dưới lớp bùn ao.
Mức độ ô nhiễm hợp chất nitơ, photpho trong các ao nuôi phụ thuộc vào vật
nuôi, mật độ nuôi, mùa và chế độ thay nước (xem các bảng 2. 6, 2. 7).
Vào cuối vụ nuôi, trước khi thu hoạch (4 - 5 tháng nuôi/vụ) ao nuôi đôi khi
được tháo cạn và phơi. Nước thải từ các ao nuôi tôm, cá thâm canh có độ ô
nhiễm khá cao và mức độ ô nhiễm dao động lớn, ví dụ đối với photpho nằm
trong khoảng 0,05 - 0,40 mg P/l, amoniac: 0,15 - 1,0 mg N/l, tổng nitơ : 0,5 -
5,0 mg N/l và BOD: 5 - 20 mg/l [15].

Bảng 2. 6. Mức độ ô nhiễm trung bình và khoảng ô nhiễm trong ao nuôi cá da
trơn phụ thuộc vào mùa nuôi [15].
Thông số Đông Xuân Hè Thu
BOD (mg/l) 9,0 (1,9-17,5) 6,0 (2,1-21,9) 9,6 (2,6-20,3) 13,1 (1,3-35,5)

P-tổng (mg/l) 0,16 (0,00-0,57) 0,19 (0-0,39) 0,28 (0,01-0,71) 0,35 (0,05-1,48)

TNK (mg/l) 2,78 (0,58-9,19) 3,95 (1,47-10,64) 4,7 (1,57-11,26) 6,23 (1,98-14,04)

NH3-N (mg/l) 0,48 (0,03-2,48) 0,92 (0,01-4,08) 1,32 (0,05-4,71) 1,81 (0,09-7,71)

NO2--N (mg/l) 0,03 (0,01-0,11) 0,19 (0,01-1,37) 0,08 (0,02-0,53) 0,06 (0,01-0,30)

NO3--N (mg/l) 0,94 (0,18-6,31) 0,74 (2,90-13,40) 0,47 (2,60-13,00) 0,63 (4,30-16,80)


Bảng 2. 7. Mức độ ô nhiễm trong ao nuôi tôm phụ thuộc vào mật độ nuôi
(con/m2) [15].

Mật độ nuôi (con/m2)
Thông số
30 40 50 60 70
NO2--N (mg/l) 0,02 0,01 0,06 0,08 0,08
NO3--N (mg/l) 0,07 0,06 0,15 0,15 0,15



~ 23 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
NH3-N (mg/l) 0,98 0,98 6,36 7,87 6,50
N-tổng (mg/l) 3,55 4,04 14,9 20,9 17,1
P-tổng (mg/l) 0,18 0,25 0,53 0,49 0,32
BOD (mg/l) 10,0 11,4 28,9 33,9 28,8


Nước rác.
2. 1. 4.

Rác thải sinh hoạt từ các đô thị, thành phố có khối lượng khá lớn. Tại các
thành phố lớn ở Việt Nam, lượng rác thải bình quân tính theo đầu người là 0,6
- 0,8 kg/người/ngày. Thành phần chủ yếu của rác thải là chất hữu cơ (rau, quả,
thực vật...) nhưng một lượng đáng kể các tạp chất vô cơ : gạch, sợi, xỉ than,
sành, sứ, thuỷ tinh và đặc biệt là polyme phế thải (bao bì) cũng thường có mặt.
Phụ thuộc vào trình độ quản lý và trình độ dân trí, ở các nước phát triển, rác
sinh hoạt được phân loại cẩn thận ngay từ hộ gia đình: rác hữu cơ, rác kim
loại, đồ vật vô cơ không có khả năng tái sử dụng (sành, sứ, đồ gốm, giấy vụn)
nhằm giúp cho quá trình tái sử dụng được thuận tiện và có hiệu quả. Rác hữu
cơ thường được dùng để chế tạo phân bón (cho cây trồng không sử dụng làm
thực phẩm) hoặc làm nguyên liệu để sản xuất năng lượng.
ở các nước đang phát triển, việc phân loại rác thải tại nguồn chưa được
thực hiện rộng rãi, thường được thu gom chung và mang chôn lấp tại các bãi
rác, đôi khi sử dụng một phần để sản xuất phân bón hữu cơ.
Rác được chôn lấp trong các bãi không được che phủ với diện tích khá lớn,
ví dụ bãi rác Nam Sơn, Sóc Sơn, Hà Nội có diện tích tới 83 ha. Tại các bãi
chôn lấp rác phát sinh một lượng lớn nước thải do nước mưa, nước ngầm hoặc
nước bề mặt thấm vào và chính do độ ẩm của rác thải. Để hạn chế lượng nước
rác người ta thường thực hiện các giải pháp kỹ thuật và quản lý thích hợp:
không chôn lấp dàn trải, dùng đất phủ kịp thời lên trên các diện tích đã chôn
lấp, đầm nén để tiết kiệm thể tích các hố chôn rác.
Để bảo vệ nguồn nước ngầm và chống sự lan truyền của nước rác người ta
thường lót vải chống thấm xung quanh hố chôn lấp rác, nước rác hình thành
được bơm gom về hồ trữ để xử lý trước khi thải ra môi trường.
Thành phần hoá học trong nước thải thấm ra từ bãi rác sinh hoạt (chủ yếu
chứa chất hữu cơ) phụ thuộc vào mức độ phân huỷ của rác, điều kiện thời tiết,
độ ẩm và tuổi của bãi rác.



~ 24 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Bãi chôn rác là lò ủ vi sinh yếm khí, trong đó một tập đoàn vi sinh vật hoạt
động phân huỷ một phần chất hữu cơ trong chất rắn. Tốc độ phân huỷ chất hữu
cơ của chúng trước hết phụ thuộc vào nhiệt độ và độ ẩm của bãi chôn rác.
Quá trình phân huỷ chất hữu cơ của vi sinh yếm khí gồm có ba giai đoạn
nối tiếp nhau. Thuỷ phân (bẻ gãy) các phân tử hữu cơ lớn như polyme, lipit,
protein, hydrat carbon thành các phân tử nhỏ như monosacharit, axit amin,
chúng là những nguyên vật liệu thích hợp cho quá trình tổng hợp tế bào và trao
đổi chất của loại vi sinh tạo axit thuộc nhóm acidogens ở giai đoạn thứ hai.
Giai đoạn thứ hai là giai đoạn chuyển hoá các sản phẩm đã thuỷ phân thành
axit (loại vi sinh acidogens như Clotridium spp, Peptococus anaerobus,
Difidobacterium spp, Desulphovibrio spp...). Sản phẩm chính được tạo ra là
axit axetic và một loạt axit khác như crotonic, adipic, pyruvic, phthalic,
fumaric, lactic, succinic, mallonic, gallic, aconitic, oxaclic và khí hydro.
Giai đoạn tạo khí metan và carbon dioxit được thực hiện bởi nhóm vi sinh
methanogens (tạo ra metan). Loại vi sinh đáng quan tâm nhất là loại sử dụng
axit axetic và hydro, chúng có tốc độ phát triển chậm vì vậy giai đoạn hình
thành khí metan thường là bước chậm nhất. Ngoài axit axetic, loại vi sinh tạo
metan chỉ có khả năng sử dụng một số loại hạn chế các cơ chất khác như
format, acetat methanol, methylamin. Chủng vi sinh tạo metan và axit có
chung lợi ích và tồn tại, nương tựa nhau trong thế cân bằng động. Để duy trì
trạng thái ―động‖ tối ưu cần có các điều kiện thích hợp về pH, nhiệt độ, độ
kiềm, hàm lượng axit dễ bay hơi, thành phần dinh dưỡng. Trạng thái động tối
ưu giúp cho khả năng phân huỷ chất hữu cơ có hiệu quả cao.
Thành phần hoá học của nước rác trước hết phụ thuộc vào mức độ phân huỷ
của rác (nhiệt độ, độ ẩm, tuổi, điều kiện môi trường), chúng khác nhau rất rõ
rệt đối với từng bãi cụ thể. Nước thải từ các bãi rác với mức độ phân huỷ thấp
(mới, mùa khô, lạnh) đang trong giai đoạn axit hoá thì 80 - 90% chất hữu cơ
trong đó là các axit hữu cơ dễ bay hơi có khả năng sinh huỷ cao. Ngược lại
nước thải từ bãi rác có độ phân huỷ sâu (giai đoạn tạo khí metan đang và sắp
kết thúc) thì các chất hữu cơ trong đó chủ yếu là các chất trơ, khó sinh huỷ như
axit humic, fulvic, tannin, lignin và amoni với hàm lượng rất cao.
Rác thải hữu cơ có thành phần hoá học đặc trưng như sau: 25,2% nước,
25,5% carbon, 3,4% hydro, 20,3% oxy, 0,5% nitơ , 0,2% lưu huỳnh, 0,5% clo
và 24,4% chất vô cơ khác (tính theo khối lượng). Theo tỉ lệ trên thì tỉ lệ giữa
C/N trong rác thải là 50 : 1, tuy vậy tỉ lệ này trong nước thải rác là nhỏ hơn do



~ 25 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
nhiều hợp chất giàu carbon không phân huỷ được trong điều kiện yếm khí, ví
dụ các dạng polyme của gỗ như lignin, chúng có thể chiếm tới 6,8% của khối
lượng rác. Giá trị C/N vì vậy nằm trong khoảng 22 : 1 đến 33,5 : 1 [17].
Thành phần hữu cơ chứa nitơ trong rác chủ yếu là protein và một lượng
nhỏ hơn các hợp chất axit nucleic, chitin, ure, phospholipit, các sản phẩm phân
huỷ từ thức ăn, xác động vật.
Trong quá trình phân huỷ yếm khí, protein và các hợp chất chứa nitơ bị
thuỷ phân bởi enzym do vi sinh yếm khí và một phần hiếu khí tạo ra axit amin
và tiếp tục thành amoni và carbon dioxit cùng với axit dễ bay hơi. Một l ượng
không lớn axit amin, amoni được vi sinh vật sử dụng để cấu tạo tế bào, lượng
còn dư lại tồn tại trong nước rác. Sau một chu kỳ hoạt động, các vi sinh yếm
khí chết và bị phân huỷ như xác động vật.
Theo Robinson và Gronow thì nồng độ amoni trong nước rác nằm trong
khoảng 194 - 3610 mg/l khi rác phân huỷ trong giai đoạn axit hoá và 283 -
2040 mg/l trong giai đoạn metan hoá [17, 19].
Chu trình biến đổi hợp chất carbon và nitơ trong các hồ chứa nước thải rác
diễn ra như sau:
Nước rác được tách ra khỏi bãi chôn và thường được gom về các hồ chứa
trước khi được xử lý và thải ra môi trường. Sự biến động về nồng độ chất hữu
cơ (BOD, COD) và hợp chất nitơ trong nước thải dưới sự tương tác của vi
sinh vật, điều kiện vật lý (gió, mưa, khô, hanh, nóng, lạnh) và thực vật là đối
tượng đáng quan tâm khi đánh giá đặc trưng của nước rác.
Nồng độ chất hữu cơ được đặc trưng bởi các chỉ số như BOD, COD, tổng
carbon (TOC) hoặc các chỉ số khác nhưng thông dụng hơn cả là BOD và
COD.
Tỉ lệ COD và BOD phụ thuộc vào mức độ phân huỷ của rác và nước rác, độ
phân huỷ càng cao thì tỉ lệ này càng lớn.
Nồng độ chất hữu cơ trong nước rác trước hết phụ thuộc vào lượng nước
pha loãng trong đống rác . Mùa mưa nước thấm nhiều, nồng độ thấp và ngược
lại về mùa khô, chúng khác nhau tới cả chục lần.
Khi được chứa trong hồ, phụ thuộc vào điều kiện nồng độ oxy trong nước
(thế oxy hoá khử) sẽ xảy ra các diễn biến sau:
Trong các hồ yếm khí (mặt thoáng nhỏ, lớp nước sâu) lượng oxy hoà tan
thấp, giá trị thế oxy hoá khử thấp (< -300mV) thì chỉ có loại vi sinh yếm khí
hoạt động. Sự thay đổi nồng độ chất hữu cơ trong nước là do hoạt động của vi


~ 26 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
sinh yếm khí như trong đống rác nhưng thuận lợi hơn do khả năng tiếp xúc
giữa vi sinh vật với chất gây ô nhiễm tốt hơn nhiều so với trong đống rác.
Nguồn chất hữu cơ giảm đi chủ yếu do tạo thành sinh khối (10%) và do trao
đổi chất (tạo năng lượng) (90%). Nếu sinh khối không được tách ra chúng sẽ
chết, lắng xuống đáy hồ và tiếp tục phân huỷ tạo ra nguồn chất hữu cơ mới. Tỉ
lệ BOD/COD của nước thải (và nồng độ axit dễ bay hơi) rất thấp. Hàm lượng
chất hữu cơ dư chủ yếu là loại trơ, khó phân huỷ. Tác động của các điều kiện
vật lý lên biến động nồng độ chất hữu cơ không nhiều ngoại trừ hiệu ứng pha
loãng (mưa) và cô đặc (bốc hơi).
Trong các hồ tùy nghi, nơi đồng thời tồn tại cả dạng vi sinh hiếu khí và yếm
khí cùng hoạt động và tảo có điều kiện phát triển thì sự tương tác giữa chúng
có ảnh hưởng rất lớn tới sự biến động nồng độ chất hữu cơ. Ở lớp nước sâu, vi
sinh vật yếm khí hoạt động giống như trong các hồ yếm khí. Ở lớp nước tầng
trên sẽ diễn ra tương tác giữa các vi sinh hiếu khí và tảo.
Tảo là loại thực vật đơn hoặc đa bào, có kích thước từ vài chục tới một trăm
m với bốn nhóm tảo chính là tảo lục, tảo mắt, tảo vàng và tảo lam. Tảo là loại
thực vật tự dưỡng (dùng nguồn carbon vô cơ) và năng lượng quang hoá.
Chúng phát triển theo mùa và có thể đạt tới 200 mg/l về mật độ.
Khả năng phát triển của tảo phụ thuộc vào nguồn dinh dưỡng (N, P), cơ
chất (carbon vô cơ, CO2, HCO3-) ánh sáng và nhiệt độ. Trong quá trình quang
hợp chúng nhả ra oxy và OH- (làm tăng pH), khi hô hấp chúng lại nhả ra khí
CO2. Nguồn ánh sáng là năng lượng mà chúng hấp thu trước hết phụ thuộc vào
độ trong của nước. Vi sinh hiếu khí tương tác cộng sinh với tảo: sản phẩm thải
của quá trình vi sinh hiếu khí (CO2) là nguyên liệu để tảo phát triển, khí oxy
sinh ra do quá trình quang hợp là điều kiện cần thiết để vi sinh hiếu khí hoạt
động. Do hiệu suất tạo sinh khối của vi sinh hiếu khí cao (1kg BOD tạo ra
khoảng 0,4kg sinh khối, phần còn lại chuyển hoá thành CO2 và nước) nên sự
suy giảm COD càng về sau càng chậm do sự phân huỷ tiếp theo của vi sinh
hiếu khí (phân hủy nội sinh) và tảo trong điều kiện yếm khí ở tầng đáy.
Trong hồ hiếu khí, hoạt động của tảo và vi sinh hiếu khí xảy ra mạnh hơn
so với hồ tuỳ nghi, nồng độ oxy hoà tan rất lớn, thường là trên mức bão hoà và
pH cao. Chất hữu cơ dư trong đó chủ yếu là loại trơ, khó sinh huỷ (BOD thấp)
Hợp chất nitơ trong các hồ chứa gồm: chất hữu cơ chứa nitơ, amoni, nitrit,
nitrat dạng tan trong nước và trong cấu trúc tế bào của vi sinh và tảo.




~ 27 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Trong hồ yếm khí, hợp chất nitơ tồn tại chủ yếu ở dạng amoni, một phần
nằm trong tế bào của vi sinh yếm khí. Do không tách được sinh khối ra khỏi
nước nên khi phân huỷ, amoni được ―trả lại‖ hầu như trọn vẹn vào môi trường
nước.
Trong hồ tuỳ nghi, mặc dù với sự có mặt thêm của vi sinh hiếu khí và tảo,
sự diễn biến về nồng độ hợp chất nitơ cũng có hình ảnh tương tự nhưng với
tốc độ giảm amoni nhanh hơn trong giai đoạn đầu và tăng nhanh trong giai
đoạn phân huỷ. Trong hồ hiếu khí quá trình chuyển hoá các hợp chất nitơ phức
tạp hơn do vi sinh dị dưỡng (oxy hoá chất hữu cơ) trong điều kiện có oxy do
tảo nhả ra, do hoạt động của loại vi sinh tự dưỡng (oxy hoá amoni thành nitrit
và nitrat) và khử nitrat do loại vi sinh dị dưỡng trong điều kiện thiếu khí.
Trên lớp nước bề mặt, nơi hoạt động của tảo và do oxy thấm từ không khí,
vi sinh vật tự dưỡng có điều kiện phát triển rất tốt ít bị cạnh tranh bởi loại vi
sinh dị dưỡng do mật độ vi sinh dị dưỡng khi này thấp (BOD thấp). Suy giảm
nồng độ amoni là do vi sinh và tảo hấp thu. Nitrit và nitrat hình thành ở tầng
trên khuyếch tán sâu xuống dưới đáy được vi sinh dị dưỡng khử thành khí nitơ
ở tầng
với sự có mặt của chất hữu cơ phân huỷ từ xác vi sinh và tảo ở đáy.
đáy, nồng độ oxy không lớn do thiếu sự hoạt động của tảo và do sự phân huỷ
tảo và vi sinh. Sự suy giảm nồng độ hợp chất nitơ trong hồ hiếu khí là do quá
trình nitrat và khử nitrat hóa của các tập đoàn vi sinh vật.
Kết quả đánh giá đặc trưng ô nhiễm các bãi rác tại Hà Nội, Hải Phòng,
Quảng Ninh và Nam Định trong thời gian từ tháng 7 - 2003 đến tháng 12 -
2004 cho thấy: Chất hữu cơ có khả năng sinh huỷ như axit hữu cơ dễ bay hơi
(VFA), độ oxy hoá thấp, chỉ chiếm 5 - 10% của lượng hữu cơ tổng (COD),
lượng COD nằm trong khoảng 54 - 5060 mg/l, giá trị thường gặp là 300 - 800
mg/l.
Bảng 2. 8 ghi một số đặc trưng (trung bình) ô nhiễm trong nước rác của một
số bãi chôn lấp ở khu vực miền bắc Việt Nam.
Amoniac chiếm 70 - 80% của tổng nitơ và dao động trong khoảng lớn, từ
40 mg/l đến 1600 mg/l tuỳ thuộc vào thời điểm và vị trí lấy mẫu.
So với các loại hình nước thải khác, độ dao động của các đặc trưng ô nhiễm
rất lớn do điều kiện thời tiết và mức độ phân huỷ tại thời điểm đánh giá.




~ 28 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Bảng 2. 8. Đặc trưng ô nhiễm nước rác tại một số bãi chôn lấp tại Hà Nội,
Quảng Ninh, Nam Định, Hải Phòng, giá trị đặc trưng (a) và khoảng dao động
(b) [20].
Đặc trưng Hà Nội Quảng Ninh Nam Định Hải Phòng
COD (mg/l)
a 400 - 800 500 - 1200 300 - 500 100 - 1600
b 211 - 5060 169 - 3160 46 - 825 22 - 2680
VFA (mg/l)
a 40 - 100 30 - 80 10 - 40 20 - 50
b 11 - 2735 11 - 1158 9 - 368 8 - 570
NH3-N (mg N/l)
a 150 - 500 120 - 350 70 - 250 200 - 600
b 58 - 852 31 - 1022 10 - 598 21 - 1787
TKN (mg N/l)
a 200 - 600 300 - 800 80 - 300 250 - 800
b 61 - 873 55 - 1801 17 - 661 29 - 1980
TP (mg P/l)
a 3-5 5 - 12 3 - 12 5 - 16
b 0,9 - 12,7 1,1 - 31,6 0,5 - 18,9 0,8 - 26,1




Chu trình trong tự nhiên.
2 . 2.

Hiện tượng phú dưỡng là một khái niệm dùng để chỉ một nguồn nước, trong
đó có quá trình phát triển ồ ạt của thủy thực vật mà trước tiên là các loài vi tảo.
Nguyên nhân của quá trình trên là do nước chứa nhiều chất dinh dưỡng cho
thực vật: đạm và lân. Trong giai đoạn tảo phát triển, nguồn nước giàu oxy, pH
cao do quá trình quang hợp áp đảo quá trình hô hấp của thực vật, và ngược lại.
Trong giai đoạn tảo chết, phân hủy, nguồn nước sẽ bị cạn kiệt oxy, pH thường
là thấp và bị ô nhiễm bởi các chất từ quá trình phân hủy yếm khí có tính khử
(hóa học) cao, độc, có mùi hôi.
Điều kiện sống cho các loài thủy động vật trong nguồn nước phú dưỡng là
không thích hợp do nguyên nhân:
- Thay đổi quá lớn yếu tố oxy hòa tan và pH (oxy nằm trong khoảng 1 - 20
mg/l, pH nằm trong khoảng 5,5 - 10,5) trong thời gian của chu kỳ ngày kéo


~ 29 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
theo sự đảo lộn về thói quen sinh hoạt của thủy động vật. Phần lớn các loài
nuôi như tôm, cá, nhuyễn thể không thể sống khi nồng độ oxy tan là 0,5 - 1,0
mg/l. Nồng độ oxy tan ở mức bão hòa (8 - 10 mg/l) cũng không tốt hơn cho
thủy động vật do khả năng chuyển tải oxy của các protein (hemoglobin,
hemocyanin) qua mang đã đạt hiệu suất tối đa tại vùng nồng độ oxy dưới
mức bão hòa. Nồng độ oxy cao gây ra giảm sút khả năng hấp thụ, trong
trường hợp nồng độ siêu bão hòa ở mức 300% (25 - 40 mg/l tùy thuộc vào
nhiệt độ) cá có thể bị ngộ độc bởi oxy hoặc chấn thương bọt khí [21].
Sự thăng giáng pH kéo theo sự biến động gây tính độc cho thủy động vật:
tại vùng pH cao amoniac tồn tại ở dạng trung hòa (NH3), tại vùng pH thấp
hydro sunfua tồn tại ở dạng trung hòa (H2S), hai hợp chất trên là độc tố.
- Trong quá trình tảo phát triển mạnh hoặc chết và phân hủy, môi trường nước
nhận luôn có chất lượng thấp: đục, pH thấp, chứa nhiều độc tố từ quá trình
phân hủy yếm khí.
Vào mùa hè, trong các nguồn nước có độ sâu thường xảy ra hiện tương
phân tầng nhiệt, nhiệt độ ở lớp nước mặt cao hơn lớp dưới. Hiện tượng phú
dưỡng được nhận biết thông qua việc xác định nồng độ oxy ở lớp nước đáy.
Nếu lượng oxy tan ở đó khá cao thì nguồn nước có tính bần dưỡng
(oligotrophic), ngược lại nếu bị cạn kiệt thì có tính phú dưỡng.
Để có thể đánh giá được tác động xấu tới môi trường của các chất gây ô
nhiễm từ nước thải cần phải xem xét quá trình vận chuyển và chuyển hóa của
chúng trong môi trường tự nhiên do các quá trình hóa học, sinh học và vật lý
gây ra.
Các quá trình này rất phong phú và biến động lớn phụ thuộc vào điều kiện
cụ thể của môi trường.
Sự chuyển hóa của các chất gây ô nhiễm có thể minh họa qua các chu trình
sinh hóa có sự tham gia của các yếu tố vật lý và hóa học khác cũng như cơ chế
chuyển hóa trong môi trường.
Từng chu trình của các nguyên tố cơ bản: carbon, nitơ, photpho, lưu huỳnh
luôn nằm trong mối tương quan với nhau, với sự tham gia của động vật, thực
vật, các yếu tố vật lý, hóa học khác. Các chu trình này có ý nghĩa nền tảng cho
sự sống trên trái đất. Sự hiểu biết về diễn biến của các chu trình trên là những
xuất phát điểm cần thiết để xây dựng các công nghệ xử lý nước thải có hiệu
quả.

Chu trình hiếu khí.


~ 30 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Sự hình thành và phân hủy các hợp chất hữu cơ xảy ra trong tự nhiên dưới
điều kiện hiếu khí và yếm khí. Trong chu trình hiếu khí (hình 2. 1), oxy phân
tử được sử dụng làm chất oxy hóa các chất hữu cơ.

Chất hữu cơ

1.
Carbonhydrate

Chất trong
động vật sống Sản phẩm đầu của
quá trình phân hủy
1.
Carbonhydrate 1. CO2




Nguồn nhận
nitơ, oxy và
CO2 trong
không khí
và nước


Chất trong thực Sản phẩm trung gian
vật sống của quá trình phân
hủy
1.
Carbonhydrate 1. CO2




Sản phẩm cuối của
quá trình phân hủy

1. CO2




Hình 2. 1. Chu trình hiếu khí.
Trong chu trình carbon ở điều kiện hiếu khí có sự chuyển hóa của khí
carbonic trong tế bào thực vật thành chất hữu cơ và sự chuyển hóa ngược là từ
các chất hữu cơ thành khí carbonic. Các chất hữu cơ trong cơ thể động thực
vật chết trước tiên bị phân nhỏ thành các hợp chất trung gian hoặc nguyên liệu
trước khi hình thành sản phẩm bền cuối cùng là khí carbonic. Rất nhiều loại vi
sinh dị dưỡng tham gia vào quá trình trên, chúng có thể sử dụng năng lượng
hóa học hay quang năng. Do sản phẩm phân hủy của quá trình hiếu khí ở dạng
rất bền (CO2, H2O), đồng nghĩa với tồn tại ở mức năng lượng thấp nên năng
lượng sinh ra trong quá trình đó lớn, tốc độ xảy ra quá trình nhanh. Trong chu



~ 31 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
trình hiếu khí cũng như yếm khí, các nguyên tố N, P, S luôn tham gia vào,
chúng luôn là một bộ phận không tách rời của hai chu trình lớn trên.

Chu trình yếm khí.
Theo Fair, Geyer [1] chu trình yếm khí có thể mô tả như ở hình 2. 2.


Chất hữu cơ

1.
Carbonhydrate



Chất trong
động vật sống Sản phẩm đầu của
quá trình phân hủy
1.
Carbonhydrate 1.và 2. CO2. axit
hữu cơ và carbon



Nguồn nhận
nitơ, oxy và
CO2 trong
không khí
và nước


Chất trong thực Sản phẩm trung gian
vật sống của quá trình phân hủy

1và 2. CO2, axit hữu
1.
cơ, NH4+, carbon
Carbonhydrate




Sản phẩm cuối của
quá trình phân hủy

1và 2. CO2, NH4+,
mùn, CH4



Hình 2. 2. Chu trình yếm khí.
Trong môi trường thiếu hoặc không có oxy phân tử, các loại vi sinh yếm
khí, tùy nghi sẽ phân hủy các chất hữu cơ từ thực vật, động vật. Dưới điều kiện
yếm khí các sản phẩm trung gian của quá trình phân hủy có tính khử cao như
amoniac, hydro sunfua, axit hữu cơ, axit carbonic (CO2). Sản phẩm sau cùng
của phân hủy yếm khí là metan, CO2, H2S có độ bền thấp nằm ở trạng thái
năng lượng cao, không bền nên chúng có thể tiếp tục chuyển hóa trong môi
trường tự nhiên.

~ 32 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Chu trình nitơ.
Trong tự nhiên nitơ tồn tại ở nhiều dạng hợp chất hóa học, tham gia và
chuyển hóa trong nhiều quá trình như mô tả trong các hình 2. 1, 2. 2, quan
trọng hơn cả là sự chuyển hóa giữa các dạng hợp chất vô cơ và hữu cơ chứa
nitơ. Trong môi trường hiếu khí, thực vật chết và protein động vật bị vi sinh
vật phân hủy, thải ra amoniac và amoniac bị oxy hóa thành nitrit, nitrat. Nitrat,
amoniac từ phân hủy hiếu khí và từ quá trình cố định đạm tham gia xây dựng
tế bào thực vật, vi sinh vật nằm dưới dạng hợp chất hữu cơ. Chất hữu cơ chứa
nitơ trong thực vật, vi sinh vật được động vật tiêu thụ để sản xuất protein. Đó
là chu trình nitơ tổng thể. Mặc dù nhóm vi sinh vật cố định đạm từ khí nhỏ
nhưng chúng có vài trò khá quan trọng, nổi bật trong trường hợp thiếu đạm.
Trong môi trường nước, sự chuyển hóa của hợp chất nitơ có những nét đặc
trưng riêng.
Hợp chất nitơ ít có sẵn trong nguồn nước, chủ yếu là do chất thải từ các
hoạt động của con người dưới dạng hợp chất hữu cơ chứa nitơ (axit amin,
protein, urin...) các chất này dễ dàng bị thủy phân (phản ứng với nước) tạo
thành amoniac.
Trong điều kiện nước chảy, amoniac sẽ chuyển hóa hoặc dịch chuyển theo
một trong ba phương thức:
- Đóng vai trò chất dinh dưỡng cho tảo và các loại thủy thực vật có rễ để tạo ra
sinh khối.
- Bay hơi vào không khí dưới dạng khí amoniac nếu áp suất riêng của nó trong
không khí thấp hơn mức bão hòa (hầu như luôn tồn tại). Mức độ bay hơi
trước hết phụ thuộc vào pH của môi trường. Amoniac là một bazơ yếu có
cường độ bazơ là 9,25. Tại pH = 9,25 thì 50% nồng độ tồn tại ở dạng trung
hòa (NH3) có khả năng bay hơi và 50% tồn tại ở dạng ion amoni (NH4+)
không bay hơi. Tại pH = 7,2 tỉ lệ nồng độ giữa dạng ion và trung hòa là
100/1, ngược lại tại pH = 11,25 thì tỉ lệ trên là 1/100. pH cao là điều kiện cần
để amoniac trong nước tồn tại ở dạng bay hơi. Sục khí và nhiệt độ cao thúc
đẩy amoniac bốc hơi (giải hấp thụ).
- Sự có mặt của amoniac trong nước gây ra nhu cầu tiêu thụ oxy do nitơ
(nitrogeneous oxygen demand, NOD), tức là lượng oxy cần thiết để oxy hóa
amoniac thành nitrit (do vi khuẩn Nitrosomonas) và tiếp tục thành nitrat (vi
khuẩn Nitrobacter). Để oxy hóa 1 g amoniac cần 4,5 g oxy. Quá trình oxy
hóa amoniac phụ thuộc trực tiếp vào mật độ của chủng vi sinh Nitrifier và


~ 33 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
nồng độ oxy tan trong nước.Trong các dòng chảy (sông, suối, mương...) có
lớp nước nông quá trình oxy hóa diễn ra mạnh hơn so với các nguồn nước
sâu.
Mức độ sinh trưởng và phát triển của chủng loại vi sinh Nitrifier (oxy hóa
amoniac) thấp nên mật độ phân tán của chúng trong nước cũng thấp, hiệu quả
oxy hóa amoniac không cao. Vi sinh Nitrifier thường tập hợp lại thành màng
bám vào đất đá ven bờ và cũng chính ở các địa điểm đó hàm lượng oxy cục bộ
cũng cao hơn giá trị trung bình của nguồn nước. Vì lý do đó nên tốc độ oxy
hóa amoniac phụ thuộc vào tỉ lệ giữa diện tích tiếp xúc và thể tích của dòng
chảy, các nguồn chảy nông tạo điều kiện tốt hơn cho quá trình so với dòng
chảy sâu. Mặt khác lớp nước trên bề mặt cũng có nhiệt độ thường cao hơn so
với dưới lớp nước sâu.
Trong các nguồn nước lặng (ao, hồ, đập...) sự biến động của hợp chất nitơ,
photpho luôn liên quan đến tảo và gây ra hiện tượng phú dưỡng. Amoniac và
nitrat được tảo, thực vật hấp thu tạo thành protein, khi chết bị phân hủy thành
amoniac từ nguồn thực vật và vi sinh vật.
Trong quá trình xử lý hợp chất nitơ trong nước thải, sự biến đổi của hợp
chất nitơ theo chu trình mô tả trong hình 2. 3.
Vi sinh vật sử dụng amoniac để xây dựng tế bào, một phần tế bào bị chết
(phân hủy nội sinh) tiết ra amoniac và một phần tạo ra lượng sinh khối thực.
Loại vi sinh tự dưỡng thực hiện phản ứng oxy hóa amoniac với oxy để sản
xuất năng lượng cho mục đích hoạt động sống, sinh trưởng và phát triển. Quá
trình oxy hóa tới nitrit và nitrat gọi là quá trình nitrat hóa. Lo ại vi sinh tùy
nghi, dị dưỡng khử nitrit và nitrat với chất hữu cơ (chất cho điện tử) và tạo
thành khí nitơ. Khí nitơ là sản phẩm cuối của quá trình xử lý nitơ bằng phương
pháp sinh học.

Hợp chất nitơ
(protein, urê)

Phân hủy vi sinh
thủy phân

Tạo sinh Tế bào nitơ Tế bào
Amoniac
hữu cơ thực
khối

Phân hủy nội sinh


~ 34 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


NO2-

Khử nitrat Khí nitơ

NO3-
Chất hữu cơ carbon


Hình 2. 3. Chu trình nitơ.
Chu trình photpho.
Chu trình photpho là một chu trình con của chi trình vật chất được mô tả
trong hình 2. 1, 2. 2 dưới điều kiện yếm khí, hiếu khí. Trong môi trường nước,
chu trình photpho được trình bày trong hình 2. 4.
Trong các nguồn nước, photphat tồn tại ở dạng tan (đơn, ortho) trong nước,
một phần lớn nằm ở lớp bùn dưới dạng muối ít tan (Ca, Fe, Al) hoặc trong các
tế bào chế của động vật, thực vật. Trong điều kiện yếm khí của lớp bùn đáy,
các dạng photphat không tan được một số loại vi khuẩn (Acinetobacter) phân
hủy thành dạng tan, thâm nhập trở lại nguồn nước.
Ô nhiễm nguồn nước do các chất dinh dưỡng thể hiện ở hiện tượng phú
dưỡng, liên quan trực tiếp đến sự phát triển ồ ạt của tảo và một số các loại thủy
thực vật. Tảo là loại thực vật đơn bào có kích thước từ một vài tới một trăm
m với chủng loại rất phong phú. Tảo có thành phần dinh dưỡng cao, hàm
lượng protein thô trong tảo khô có thể tới 50 - 60% (8 - 20% N) vì vậy là
nguồn thức ăn tốt cho thủy động vật và của người. Tuy nhiên có một số loại
tảo có tính độc, trước hết là loại tảo lam (blue green algae). Một số loại tảo ví
dụ Oscillatoria (f. Chalybea) tiết ra một số chất gây mùi khó chịu như
geosmin, 2 - methylisoborneol. Đặc biệt gây tác hại là khi chúng chết đồng
loạt, tạo ra môi trường nước mà phần lớn các loại thủy động vật không thể trú
ngụ. [21].
Tảo cần đồng thời nhiều yếu tố để phát triển: nhiệt độ, ánh sáng, khí
carbonic, nitơ, photpho và một loạt các nguyên tố vi lượng. Thiếu một trong
các yếu tố trên sẽ hạn chế sự phát triển của chúng.
Trong các nguồn nước tự nhiên không bị ô nhiễm, tảo phát triển với mức độ
vừa phải và bị tiêu thụ bởi các loài thủy động vật, đặc biệt đối với động vật
phù du có kích thước nhỏ.



~ 35 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Photpho hữu cơ P trong thức ăn
Phân bón Không khí


P-cá



P-phân


P-hữu
P-hữu cơ
P đơn Nước
P trong tảo
cơ tan
không tan



P canxi


Bùn

P-hữu cơ
P-hữu cơ
P-đơn
không tan
tan



Ca, Al, Fe
P-Ca P (Al, Fe)

Hình 2. 4. Chu trình photpho.
Một số loài tảo (tảo lam) có khả năng cố định đạm từ khí nitơ để phát triển,
nguồn photpho chỉ có được từ nguồn nước. Trong các nguồn nước tự nhiên,
lượng photpho tan thường có nồng độ rất thấp, ít khi vượt quá 0,1 mg/l. Nồng
độ photpho trong nước mặn, nước lợ còn thấp hơn ( 0,02 mg/l) do trong nước
biển chứa nhiều canxi, tạo thành các hợp chất khó tan.
Do nồng độ photpho tan trong nước thấp, nên để tồn tại được, tảo có khả
năng hấp thu photpho rất nhanh và triệt để, tới mức nồng độ dư ở dưới mức 1
g/l. Một số loài tảo có khả năng hấp thu photpho nhiều hơn mức cần thiết,
chúng dự trữ để sử dụng sau. Tảo lam là loại có khả năng tích trữ photpho khi
môi trường giàu chất dinh dưỡng này, đó là đặc tính giúp cho chúng sống sót
qua các giai đoạn thiếu chất dinh dưỡng.
Do dễ bị thiếu và rất cần thiết cho sự phát triển của tảo nên tiêu chuẩn thải
về photpho thường rất ngặt nghèo, thường được qui định là 1 mg/l.




~ 36 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Khái quát về phương pháp xử lý hợp chất nitơ,
3 photpho.

Trước khi trình bày chi tiết về các quá trình xử lý hợp chất nitơ,
photpho trong công nghệ xử lý nước thải, chúng ta sẽ liệt kê các phương pháp
đã được nghiên cứu và một số đã được ứng dụng trong thực tiễn. Một số
phương pháp được sử dụng để xử lý nitơ, photpho riêng rẽ, một số được sử
dụng để xử lý đồng thời cả hai yếu tố trên.


Xử lý hợp chất nitơ.
3. 1.

Xử lý hợp chất nitơ có thể thực hiện bằng các biện pháp hóa lý (hóa học),
vật lý hoặc sinh học dựa trên các nguyên tắc chuyển hóa thành hợp chất khác
hoặc tách loại, cách ly chúng ra khỏi môi trường nước.
- Chuyển hóa các hợp chất nitơ thành dạng khí, thâm nhập vào bầu khí quyển.
Con đường chuyển hóa này có thể thực hiện bằng phương pháp sinh học
thông qua các quá trình liên tiếp nitrat hóa (oxy hóa amoniac) và khử nitrat
(khử nitrat với tư cách là chất oxy hóa và chất hữu cơ carbon là chất khử).
Thực hiện phản ứng oxy hóa khử trực tiếp giữa amoniac với nitrit và nitrat
bằng phương pháp vi sinh (quá trình Anamox). Oxy hóa xúc tác trực tiếp
amoniac thành khí nitơ [1, 2]. Oxy hóa amoniac với clo hoạt động (clo hóa
tại điểm đột biến).
- Chuyển hóa các hợp chất nitơ thành các thành phần trong tế bào 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. Quá trình trên tồn tại trong tự
nhiên, là cơ sở của phương pháp xử lý bằng các loại thủy thực vật.
- Bốc hơi amoniac vào bầu khí quyển. Phương pháp này thật ra là chuyển chất
ô nhiễm từ nước vào không khí, sau đó phần lớn lại được hấp thụ trở lại vào
môi trường nước ở những vị trí khác. Để thực hiện phương pháp trên,
amoniac phải tồn tại ở dạng bay hơi (trung hòa) và do độ tan của amoniac
trong nước rất lớn nên để thúc đẩy cần phải sục khí với lượng rất lớn và ở
nhiệt độ cao.
- Tách amoniac ra khỏi môi trường nước có thể thực hiện bằng phương pháp
trao đổi ion trên cationit. Các loại nhựa cationit có độ chọn lọc trao đổi thấp


~ 37 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
đối với amoni, dung lượng trao đổi động thấp, bị cạnh tranh mạnh bởi các
ion khác có mặt với nồng độ cao như canxi, magie. Loại zeolit tự nhiên
clinoptilolite có khả năng chọn lọc cao đối với amoni có thể được sử dụng
trong một số trường hợp. Nitrat cũng là cấu tử có độ chọn lọc trao đổi ion
thấp hầu hết trên các loại nhựa tổng hợp. Trên thị trường có một số anionit
đặc thù dành cho trao đổi nitrat.
Sử dụng một số loại màng thích hợp: màng nanô, màng thẩm thấu ngược
hay điện thẩm tích cũng tách được các hợp chất nitơ đồng thời với các hợp
chất khác.
Hiệu quả xử lý và giá thành của từng phương pháp rất khác nhau và khả
năng sử dụng từng phương pháp còn phụ thuộc vào nồng độ của hợp chất nitơ
(amoni) trong nước.
Theo Mulder [3], phụ thuộc vào nồng độ amoni trong nước thải, các
phương pháp sau có thể lựa chọn dựa trên tiêu chí về giá thành:
- Nồng độ amoni trong nước thải không cao, nhỏ hơn 100 mgN/l như trong
nước thải sinh hoạt thì phương pháp vi sinh là thích hợp.
- Nồng độ amoni nằm trong khoảng 100 - 5000 mg N/l như trong nước thải từ
quá trình phân hủy bùn (vi sinh) thì phương pháp được cho là khả dĩ vẫn là
phương pháp vi sinh. Kết luận này được đưa ra sau rất nhiều công trình
nghiên cứu sâu sắc và toàn diện. Phương pháp bốc hơi hoặc kết tủa dưới
dạng struvite cũng là phương án khả dĩ song giá thành không thuận lợi.
- Nước thải có nồng độ amoni cao, lớn hơn 5000 mg N/l có thể xử lý theo
phương pháp hóa lý sẽ thuận lợi cả về mặt kỹ thuật và kinh tế. Đã có hệ
thống công nghiệp được xây dựng để xử lý nước thải chứa 1,5% NH3 bằng
phương pháp sục khí nóng để bốc hơi amoni và thu hồi NH3 từ pha khí. [3].
Cho tới nay giải pháp xử lý sinh học được thực hiện rộng rãi hơn các giải
pháp khác. Bảng 3. 1 ghi một số đặc trưng của các hệ thống sinh học dùng để
xử lý nước thải giàu hợp chất nitơ.

Bảng 3. 1. Một số đặc trưng vận hành hệ thống xử lý sinh học [3].

Hệ xử lý Tải lượng Năng lượng Tỉ lệ Hiệu quả
Sinh
tiêu thụ khối xử lý N
kgN/(ha.ngày) COD/N
kWh/kgN kg/kg N %

Bùn hoạt tính, 200-700 1) 2,3 2) 3-6 1,0-1,2 > 75
nitrat hóa, khử



~ 38 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
nitrat thông dụng

Bùn hoạt tính, 200-700 1) 1,7 2) 2-4 0,8-0,9 > 75
nitrat hóa, khử từ
nitrit

Bùn hoạt tính, > 200-700 1) 0,9 0 75
oxy hóa trực tiếp
giữa NH3 và NO2-

Ao tảo 15-30 0,1 - 1,0 6-7 10-15 23-78
Ao bèo 3-4 < 0,1 28 20-26 74-77
Vùng ngập nước 3-26 4) < 0,1 2-7 - 30-70
nhân tạo


Ghi chú: 1) Tính theo bể hiếu khí có độ sâu 2m, diện tích bể chiếm 25%
diện tích mặt bằng tổng; 2) Năng lượng sử dụng cho sục khí và khuấy trộn,
hiệu quả sử dụng 2 kg O2/kWh; 3) Sinh khối khô; 4) Đôi khi với tải lượng cao
tới 112 kg N/ha.


Xử lý hợp chất photpho.
3. 2.

Hầu như tất cả các hợp chất của photpho không tồn tại ở dạng bay hơi trong
điều kiện thông thường, vì vậy để tách photpho ra khỏi nước cần phải chuyển
hóa chúng về dạng không tan trước khi áp dụng các kỹ thuật tách chất lắng
như: lọc, lắng hoặc tách trực tiếp qua màng thích hợp.
Hợp chất photpho trong môi trường nước thải tồn tại trong các dạng:
photpho hữu cơ, photphat đơn (H2PO4-, HPO42-, PO43-) tan trong nước,
polyphotphat hay còn gọi là photphat trùng ngưng, muối photphat và photpho
trong tế bào sinh khối.
Bảng 3. 2 ghi các hợp chất photpho chính và khả năng chuyển hóa của
chúng.
Xử lý hợp chất photpho dựa trên các nguyên tắc sau:
- Kết tủa photphat (đơn và một phần loại trùng ngưng) với các ion nhôm, sắt,
canxi tạo ra các muối tương ứng có độ tan thấp và tách chúng ra dưới dạng
chất rắn.




~ 39 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Bảng 3. 2. Hợp chất photpho và khả năng chuyển hóa.
Hợp chất Khả năng chuyển hóa
Photpho hữu cơ Phân hủy thành photphat đơn và trùng ngưng
Tan, phản ứng tạo muối, tham gia phản ứng
Photphat đơn
sinh hóa.
Ít tan, có khả năng tạo muối tham gia phản
Polyphotphat
ứng sinh hoá.
Phần lớn không có độ tan thấp hình thành từ
Muối photphat
photphat đơn.
Photpho trong tế bào Thành phần của tế bào hoặc lượng dư trong tế
bào của một số vi khuẩn.


- Phương pháp sinh học dựa trên hiện tượng là một số loại vi sinh vật tích lũy
lượng photpho nhiều hơn mức cơ thể chúng cần trong điều kiện hiếu khí.
Thông thường hàm lượng photpho trong tế bào chiếm 1,5 - 2,5% khối lượng
tế bào khô, một số loại có thể hấp thu cao hơn, từ 6 - 8%. Trong điều kiện
yếm khí chúng lại thải ra phần tích lũy dư thừa. Quá trình loại bỏ photpho
dựa trên hiện tượng trên gọi là loại bỏ photpho tăng cường. Photpho được
tách ra khỏi nước trực tiếp thông qua thải bùn dư (vi sinh chứa nhiều
photpho) hoặc tách ra dưới dạng muối không tan sau khi xử lý yếm khí với
một hệ kết tủa kèm theo (ghép hệ thống phụ).
Tách các hợp chất photpho đồng thời với các tạp chất khác qua quá trình
màng thích hợp: màng nano, màng thẩm thấu ngược hoặc điện thẩm tích. Về
nguyên tắc hiệu quả tách lọc qua màng có hiệu suất cao nhưng do giá thành
quá đắt nên hầu như chưa thấy có ứng dụng trong thực tế.
Xử lý đồng thời hợp chất nitơ và photpho.
3. 3.
Một số phương pháp khi sử dụng, đồng thời xử lý cả hợp chất nitơ và
photpho, có biện pháp chỉ là hệ quả kèm theo và có những biện pháp được xây
dựng trên kết quả nghiên cứu công phu và chủ động áp dụng.
Những phương pháp mang tính hệ quả có thể kể ra là: quá trình xử lý đơn lẻ
như lắng thứ cấp, xử lý bậc hai, xử lý với thủy thực vật. Các quá trình trên
luôn liên quan đến các quá trình sinh hóa mà thành phần tế bào của chúng luôn
chứa N, P, nguồn chất mà vi sinh vật hay thực vật lấy từ nguồn nước. Quá
trình lắng sơ cấp loại bỏ được một phần hợp chất nitơ, photpho ở dạng không


~ 40 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
tan, không có tác động đến dạng tan. Hiệu quả loại bỏ nitơ, photpho trong các
quá trình đơn lẻ trên không cao, đạt mức [4]:
- Trong quá trình xử lý sơ cấp: 5 - 10% N, P.
- Trong xử lý thứ cấp : 10 - 20% N, P.
- Xử lý thứ cấp + nitrat hóa : 20 - 30% N, P.
Khả năng hấp thu nitơ và photpho của thủy thực vật phụ thuộc trực tiếp vào
hiệu suất sinh khối thực, tức là phụ thuộc vào điều kiện ngoại cảnh và loài
thực vật cụ thể.
Một hệ thống xử lý nước thải tiên tiến là một tổ hợp của các đơn vị công
nghệ xử lý yếm khí, hiếu khí, thiếu khí được bố trí theo một trật tự nào đó phụ
thuộc vào mục tiêu xử lý đặt ra. Trật tự bố trí tổ hợp yếm khí - thiếu khí - hiếu
khí thích hợp cho phép loại bỏ đồng thời hợp chất nitơ, photpho trong quá
trình xử lý, ví dụ trong các quá trình A2O, Bardenpho năm giai đoạn,
Biodenpho, UCT, VIP. Thứ tự thực hiện các giai đoạn xử lý hiếu khí - thiếu
khí - yếm khí cũng có thể thực hiện được trong cùng một thiết bị phản ứng
theo kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn, tức là thực hiện phương thức vận hành theo
thời gian.
Đồng thời loại bỏ hợp chất nitơ và photphat bằng cách kết tủa chúng với
ion magie tạo thành hợp chất có độ tan thấp là struvite, MgNH4PO4. Phương
pháp này thích hợp cho nước thải có nồng độ cao, ví dụ nước chiết ra từ quá
trình phân hủy bùn (vi sinh) yếm khí. Chi tiết của các quá trình nêu trên sẽ
được trình bày trong các nội dung tương ứng.




~ 41 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Xử lý hợp chất nitơ và photpho bằng phương
4 pháp hóa học.

Xử lý hợp chất nitơ.
4. 1.

Hợp chất nitơ trong nước thải chủ yếu tồn tại ở dạng amoniac/amoni do quá
trình thủy phân các hợp chất hữu cơ chứa nitơ xảy ra rất nhanh. Trong hệ
thống xử lý tồn tại cả các dạng chất oxy hóa như nitrit, nitrat với mức độ phụ
thuộc vào hàm lượng amoni ban đầu, tính chất của nước thải và điều kiện oxy
hóa amoni.


Phương pháp trao đổi ion.
4. 1. 1.

Trao đổi ion là quá trình trao đổi của một ion của chất trao đổi (dạng rắn)
với một ion khác cùng dấu trong nước. Các ion trao đổi tích điện dương được
trao đổi trên cationit, các ion mang điện tích âm trao đổi trên anionit. Vật liệu
trao đổi ion là dạng rắn không tan trong nước, dạng vô cơ hoặc hữu cơ.
Trong mạng chất rắn của vật liệu trao đổi ion có gắn các nhóm chức tích
điện hoặc có khả năng tích điện trong khoảng pH nhất định của môi trường.
Nhóm chức tích điện trái dấu so với ion có khả năng trao đổi: nhóm chức trong
cationit tích điện âm như HSO3-, COO-, RO-, trong anionit nhóm chức tích
-R3N+, -NR2, P+, S+. Gắn trực tiếp vào các nhóm chức là
điện dương như
các ion có khả năng trao đổi, ví dụ Na+, H+ trong cationit và Cl-, OH- trong
anionit. Vật liệu trao đổi ion được phân làm hai loại: mạnh và yếu phụ thuộc
vào tính chất axit (của nhóm chức trong cationit) và bazơ (của nhóm chức
trong anionit). Các nhóm chức có tính axit, bazơ mạnh hay yếu thì ta có vật
liệu trao đổi ion tương ứng. Đặc điểm quan trọng nhất của loại mạnh là dung
lượng trao đổi không phụ thuộc vào pH do khả năng phân ly của nhóm chức
cao trong mọi khoảng pH, ví dụ nhóm HSO3-, -NR3+. Loại vật liệu trao đổi ion
yếu thể hiện ở sự phụ thuộc của dung lượng trao đổi vào pH của môi trường.
Cationit yếu chứa các nhóm chức axit yếu như COOH, OH, chúng chỉ có thể
phân ly trong vùng pH cao, mức độ phân ly phụ thuộc vào cường độ axit của
nhóm chức. Ví dụ do cường độ axit của nhóm COOH trong các axit hữu cơ có
giá trị pKA = 4 - 5, chúng chỉ bị phân ly khi pKA > pH và mức phân ly đạt
gần 100% khi pH - pKA = 2. Cationit yếu chỉ có thể trao đổi ion khi pH của


~ 42 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
môi trường lớn hơn 6. Tương tự như vậy, các nhóm chức trong anionit là các
nhóm bazơ yếu, ví dụ các nhóm amin bậc hai -NR, bậc ba -NR2, các nhóm trên
chỉ tích điện dương trong vùng pH thấp, ở vùng pH cao chúng không tích điện
và không có khả năng trao đổi.
Một số vật liệu vô cơ cũng có tính năng trao đổi ion, đó là các vật liệu oxit
kim loại hoặc oxit của hỗn hợp kim loại và cũng được chia thành các dạng
mạnh yếu. Vật liệu vô cơ có tính năng trao đổi chủ yếu là loại trao đổi cation.
Điển hình của loại vật liệu trao đổi cationit vô cơ là họ zeolit, hợp chất
alumosilicat tinh thể. Trong mạng cấu trúc zeolit, oxit nhôm Al2O3 và silic
(SiO2) được sắp xếp theo trật tự nhất định tạo ra các dạng zeolit khác nhau như
zeolit A, X, Y, Mordenit, Chabazit.... Zeolit cũng hình thành trong tự nhiên từ
các khoáng vật dưới điều kiện thủy nhiệt trong đất. Zeolit có tính năng trao đổi
cation là do khi thay thế đồng hình một nguyên tử Si (hóa trị +4) bởi một
nguyên tử Al (hóa trị +3) trong mạng oxit sẽ gây ra dư thừa điện tích âm trong
toàn mạng. Để trung hòa số điện tích âm dư thừa, các ion hóa trị dương
(thường là Na+) có mặt trong cấu trúc zeolit, ion dương không bị ―gắn‖ vào
một vị trí cố định, nó linh động và đóng vai trò trao đổi ion [1, 2].
Ngoài dung lượng trao đổi của một loại vật liệu, đặc trưng rất quan trọng
khác là tính chọn lọc của quá trình trao đổi vì trong nước luôn tồn tại nhiều
loại ion có hóa trị và kích thước khác nhau.
Với mục đích ứng dụng thực tiễn độ chọn lọc trao đổi của các ion trên vật
liệu trao đổi được so sánh với nhau [3] (xem bảng 4. 1).
Bảng 4. 1 cho biết độ chọn lọc tương đối của nhựa trao đổi ion so với ion
Na+ (nhựa mạnh) và Cl- (anionit mạnh). Ví dụ độ chọn lọc của canxi so với
natri trong điều kiện nồng độ ở pha lỏng bằng nhau là 1,9/1,0.
Từ số liệu của bảng 4. 1 cũng cho thấy độ chọn lọc của ion amoni rất thấp,
chỉ cao hơn một chút so với ion natri. Mặt khác nồng độ amoni trong nước tự
nhiên và nước thải ít khi cao hơn so với natri và canxi, điều đó có ý nghĩa là
việc sử dụng nhựa cationit mạnh để trao đổi amoni có hiệu quả thấp, chi phí
cao, đặc biệt đối với quá trình tái sinh.
Clinoptilolite là một loại zeolit tự nhiên, có công thức hóa học
(Na4K4)Al20O40. 24H2O, độ lớn của mao quản nằm trong khoảng 3 - 8 Ao, độ
xốp tổng khoảng 34%. Độ chọn lọc trao đổi ion của clinoptilolite đối với
cation tuân theo thứ tự:
Cs+>Rb+>K+>NH4+>Ba2+>Na+>Ca2+>Fe2+>Al3+>Mg2+>Li+.


~ 43 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Từ dãy trên cho thấy độ chọn lọc trao đổi của ion amoni khá cao, hơn hẳn
các loại nhựa tổng hợp. Ngoài Clinoptilolite, chabazite cũng là một loại zeolit
tự nhiên khác có độ chọn lọc với cation theo:
Tl+>K+>Ag+>NH4+>Pb2+>Na+>Ca2+>Fe2+>Al3+>Mg2+>Li+.

Bảng 4. 1. Độ chọn lọc trao đổi ion.
Nhựa cationit mạnh Nhựa anionit mạnh
chọn lọc i/Cl-
chọn lọc i/Na
Cation i Anion i
Ra2+ CrO4-
13,0 100
2+ 2-
Ba 5,8 SeO4 17
2+ 2-
Pb 5,0 SO4 9,1
Sr2+ HSO4-
4,8 4,1
2+ -
Cu 2,6 NO3 3,2
2+ -
Ca 1,9 Br 2,3
2+ 2-
Zn 1,8 HAsO4 1,5
2+ 2-
Fe 1,7 SeO3 1,3
Mg2+ HSO3-
1,67 1,2
+ -
K 1,67 NO2 1,1
2+ -
Mn 1,6 Cl 1,0
+ -
NH4 1,3 HCO3 0,27
+ -
Na 1,0 CH3COO 0,14
H+ F-
0,67 0,07


Nhìn chung các loại zeolit có độ chọn lọc trao đổi khá cao với ion amoni.
Dung lượng trao đổi của Clinoptilolite được nhiều tác giả xác định, nằm trong
khoảng 1 - 2,7 đl/kg, tương đương 14 - 32 g NH4+/kg. Tuy vậy dung lượng
hoạt động trong thực tiễn của nó ít khi vượt quá 50% của dung lượng tổng,
thường là 1 - 7 g/kg do khi gần bão hòa amoni bị chiết ngược ra ngoài dung
dịch.
Chế độ tái sinh cũng ảnh hưởng tới dung lượng trao đổi. Kích thước hạt
(dạng đã tạo viên) cũng ảnh hưởng tới dung lượng trao đổi động (trong dòng
chảy, sử dụng cột), thường là thấp khi kích thước hạt lớn do tăng chiều dài của
tầng chuyển khối.
Thời gian tiếp xúc trong cột trao đổi ion cũng ảnh hưởng đến hiệu quả hoạt
động của cột. Thời gian tiếp xúc thường nằm trong khoảng 6 - 10 phút (6 - 10


~ 44 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
lần thể tích nước chảy qua so với thể tích vật liệu trao đổi trong một giờ ). Trao
đổi ion trên clinoptilolite tuân theo qui luật trao đổi ion thông dụng, tức là
dung lượng trao đổi cao ở vùng nồng độ cân bằng cao. Trao đổi amoni cũng bị
các ion khác cạnh tranh và hiệu quả tách loại amoni giảm đáng kể đối với các
nguồn nước chứa nhiều các loại ion khác, nhất là Na+ và Ca2+.
Để có thể tham gia được vào quá trình trao đổi ion,amoniac phải tồn tại ở
dạng tích điện dương amoni. Do bản chất là một bazơ yếu, chịu sự cân bằng:
NH3 + H+ NH4+

Với cường độ bazơ của NH3 là 9,25 nên amoni sẽ tồn tại ở vùng pH thấp,
amoniac tồn tại ở vùng pH cao. Tỉ lệ NH3/NH4+ = 100 khi pH = 11,25 và
NH3/NH4+ = 1 khi pH = 7,25.
pH có ảnh hưởng tới khả năng trao đổi amoni trên zeolit, pH tối ưu cho quá
trình trao đổi là 6. Lý do của hiện tượng trên là ở vùng pH thấp, amoni bị cạnh
tranh bởi proton, tại vùng pH cao amoni chuyển hóa về dạng trung hòa.
Trong các hệ thống xử lý lớn người ta nhận thấy hiệu quả sử dụng chỉ đạt
tới 60% so với các thí nghiệm qui mô nhỏ, có thể do quá trình tạo rãnh trong
các cột trao đổi kích thước lớn.
Tái sinh zeolit sau khi trao đổi với amoni có thể thực hiện theo phương
pháp hóa học hoặc vi sinh.
Tái sinh bằng biện pháp hóa học là sử dụng các dung dịch muối trao đổi
ngược lại với amoni trong zeolit, sau đó dùng khí thổi qua dung dịch tái sinh,
hấp thụ lại vào axit, thu hồi dưới dạng amoni. Sử dụng dung dịch muối NaCl
có nồng độ 6 - 26 g/l là biện pháp thông dụng. Thời gian tái sinh phụ thuộc
vào nồng độ muối và pH của dung dịch, ví dụ sử dụng nồng độ muối 20 g/l,
pH = 11,5 thì lượng dung dịch tái sinh cần khoảng 20 lần thể tích zeolit, tương
ứng với thời gian tái sinh là 1,3 giờ. Vẫn với nồng độ muối trên nhưng với pH
= 12,5 thì lượng dung dịch tái sinh chỉ cần khoảng 10 lần. Nếu sử dụng cả xút
và muối ăn thì có thể tiết kiệm được tới 90% thể tích dung dịch tái sinh, tuy
vậy có thể xảy ra sự phá hủy cấu trúc zeolit.
Tốc độ dòng dung dịch tái sinh ít ảnh hưởng đến hiệu quả hoạt động của cột
trao đổi, tốc độ dòng có thể chọn là 15 lần thể tích của zeolit/giờ.
Tái sinh bằng phương pháp vi sinh thực chất là kết hợp quá trình tái sinh
hóa học và oxy hóa amoniac bằng vi sinh (nitrat hóa) nhằm làm giảm lượng
muối tái sinh. Quá trình oxy hóa amoniac bằng vi sinh được thực hiện với



~ 45 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
amoniac trong dịch chiết từ quá trình tái sinh chứ không phải với amoniac
trong zeolit, tuy nhiên chúng liên quan đến nhau theo thế cân bằng trao đổi
ion. Quá trình này có thể mô tả:
Z-NH4++NaHCO3 Z-Na+NH4++HCO3- (4-1)

NH4++2O2 NO3-+2H++H2O (4-2)
Biểu thức (4-1) là quá trình trao đổi amoni từ zeolit ra ngoài dung dịch,
biểu thức (4-2) là quá trình oxy hóa trong dung dịch. Tổ hợp cả hai quá trình
trên ta có:
Z-NH4++2O2+2NaHCO3 Z-Na +NO3-+Na++3H2O+2CO2 (4-3)

Do quá trình oxy hóa cần có bicarbonat (cơ chất đối với loại vi sinh tự
dưỡng có vai trò oxy hóa NH4+) nên nó được sử dụng đồng thời để làm chất tái
sinh thay cho NaCl, đồng thời làm chất trung hòa proton sinh ra trong quá
trình nitrat hóa (pH thích hợp cho phản ứng nitrat hóa là khoảng 8 - 8,5). Một
nửa Na+ của muối bicarbonat được sử dụng để đẩy amoni ra khỏi zeolit, một
nửa nằm ở trong dung dịch dưới dạng muối nitrat. Tiến hành tái sinh có thể
thực hiện ngay trong cột trao đổi hoặc tiến hành độc lập với dung dịch sau tái
sinh [4].
Bảng 4. 2 ghi một số đặc trưng cơ bản của clinoptilolite thương phẩm.


Bảng 4. 2. Đặc trưng cơ bản của clinoptilolite [5].
Kích thước hạt (mm) 0,3-2,0
Khối lượng riêng (kg/m3) 880-960
Độ ẩm (%) 3-7
Tạp chất (%) 3-20
Khoảng pH 4-8
Dung lượng hoạt động (đl NH4+/kg khô) 1,6-1,8
Tốc độ rửa ngược (m3. m-2. h-1) 20
Tốc độ vận hành (m3. m-3. h-1) 8-16
Tốc độ dòng tái sinh (m3. m-3. h-1) 0,8-1,6

Quá trình trao đổi nitrat trên vật liệu anionit mạnh bị ảnh hưởng rất nhiều
do các anion khác cùng tồn tại trong nước, đặc biệt là ion sunfat và bicarbonat.



~ 46 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Ví dụ khi tăng nồng độ sunfat từ 43 mg/l lên 310 mg/l trong nước nguồn, hiệu
quả hoạt động của cột đối với trao đổi nitrat giảm tới 55%. Khi nồng độ clorua
tăng 200 mg/l, hiệu quả xử lý nitrat giảm tới 34%. Bicarbonat ít ảnh hưởng
hơn (xem bảng 3.1): tăng thêm 340 mg/l HCO3- trong nước nguồn, hiệu quả
hoạt động của cột chỉ giảm khoảng 15%. Ảnh hưởng của các anion có tính
định tính lên hiệu quả trao đổi nitrat theo thứ tự: sunfat > nitrat > clorua >
bicarbonat [3]. Hiệu quả trao đổi nitrat của các anionit mạnh dạng 1 và 2 (xem
thêm [1,5]) không khác nhau nhiều trên hầu hết các anionit thương phẩm. Tuy
vậy nếu nước nguồn có hàm lượng sunfat cao sẽ dễ xuất hiện hiện tượng nitrat
bị đẩy ra khỏi cột do sunfat. Chế tạo anionit có tính đặc hiệu cao đối với nitrat
là một phương hướng được nghiên cứu rộng rãi trên cơ sở dự báo: tính chọn
lọc của anionit đối với sunfat giảm khi khoảng cách giữa các nhóm chức tăng
(mật độ nhóm chức thấp) tính chọn lọc tăng đối với nitrat khi cấu trúc mạng
tăng và tính kỵ nước của các nhóm chức tăng.
Trên thị trường đã lưu hành các sản phẩm có độ chọn lọc cao đối với nitrat,
nó giống các anionit mạnh dạng 1 chứa nhóm chức trimethyl amin,
[RN(CH3)3], nhưng nhóm methyl được thay thế bởi ethyl, propyl để làm tăng
khoảng cách giữa các nhóm tích điện và tăng độ kỵ nước.
Sử dụng phương pháp trao đổi ion để xử lý nước thải bậc 3 ít thích hợp vì
trong nước thải còn chứa nhiều hóa chất, vi sinh vật có khả năng phá hủy chất
trao đổi ion.
Kỹ thuật trao đổi ion có thể sử dụng để loại bỏ amoni và photphat. Trao đổi
amoni được tiến hành trên cột chứa clinoptilolit và photphat trên cột anionit.
Dung dịch chứa hỗn hợp muối - kiềm được sử dụng để tái sinh clinoptilolit,
dung dịch muối (NaCl) được sử dụng để tái sinh anionit. Amoni tách từ cột
clinoptilolit và photphat từ cột anionit trong dung dịch sau tái sinh được kết
tủa dưới dạng struvite MgNH4PO4 [6, 7, 8].
Phương pháp trao đổi ion cũng có thể sử dụng để thu hồi một số loại chất
hữu cơ từ nước thải công nghiệp đồng thời với việc sử dụng các chất hấp phụ
polyme đặc hiệu khác, ví dụ thu hồi phenol, xử lý màu, thu hồi protein.
Nước thải từ các quá trình giết mổ gia súc, gia cầm, thủy sản chứa lượng
khá lớn protein và mỡ. Theo ước tính, trong quá trình giết mổ, protein động
vật bị hao hụt 2 - 5%, nằm trong nước thải. Lượng protein có thể phân hủy
bằng phương pháp sinh học hoặc có thể thu hồi bằng phương pháp kết tủa, keo




~ 47 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
tụ [8] hoặc phương pháp trao đổi ion [5], trong đó phương pháp trao đổi ion
cho phép thu hồi protein có khả năng tái sử dụng được.
Do lưỡng tính axit - bazơ, protein tích điện dương khi pH của môi trường
thấp hơn điểm đẳng điện (-NH3+) và tích điện âm ở vùng trên điểm đẳng điện
(-CO2-). Vì vậy protein có thể trao đổi trên cả nhựa cationit hoặc anionit tùy
thuộc vào pH của môi trường. Trao đổi protein trên cationit yếu (chứa nhóm
carboxyl, COOH) đạt hiệu quả rất cao, rất có thể do các phân tử protein tạo
thành các tập hợp thông qua các cầu nối giữa các nhóm axit carboxylic trong
phân tử của chúng và cả với nhóm carboxylic của nhựa ở dưới điểm đẳng điện
(nhóm chức không tích điện). Thực hiện trao đổi protein chỉ nên tiến hành ở
vùng pH cách xa (trên hoặc dưới) điểm đẳng điện, không nên sát điểm đẳng
điện.
Thu hồi protein từ nhựa trao đổi bị ảnh hưởng bởi dung dịch tái sinh: k iềm,
axit, muối, một số loại dung môi như rượu, dung dịch tái sinh phải có khả
năng thay đổi mức độ phân ly của nhóm chức trong nhựa và giảm lực liên kết
giữa protein với nhựa trao đổi ion.
Nhựa trao đổi ion thông dụng trên cơ sở mạng polyme polystyren có dung
lượng trao đổi thấp đối với protein có kích thước lớn (phân tử lượng 104 - 106)
do kích thước mao quản của nhựa nhỏ. Vật liệu trao đổi ion trên cơ sở xenlulo
có độ xốp lớn, kích thước mao quản to thích hợp cho trao đổi protein vì chúng
có khả năng khuyếch tán trong đó. Chúng có khả năng hấp thu tới 0,5 g
protein/g chất trao đổi ion. Do độ bền cao cùng với các tính năng cơ học khác,
nhựa có thể sử dụng theo nhiều kỹ thuật khác nhau: dạng cột hoặc tầng lưu
thể.
Chất trao đổi ion có thể sử dụng gồm cationit, anionit mạnh hoặc yếu, vùng
làm việc nằm trong khoảng pH: 2 - 12.
Giải hấp thu nhựa đã trao đổi có thể thực hiện với dung dịch muối, dung
dịch hỗn hợp muối kiềm khá thích hợp để tái sinh nhựa anionit yếu. Công suất
thiết kế trao đổi protein bằng khoảng 50% so với xử lý nước thông dụng với
mức nồng độ tới 1000 mg/l.
Phương pháp trao đổi ion cũng có thể sử dụng để tách amoni trong nước
sinh hoạt. Phần lớn các nguồn nước ngầm ở vùng đồng bằng Bắc Bộ đều bị
nhiễm amoni ở mức thường gặp là 20 - 30 mg/l, cá biệt có nguồn tới 120 mg/l.
Sử dụng cationit mạnh có thể trao đổi amoni với hiệu quả phụ thuộc vào hàm




~ 48 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
lượng ban đầu trong nước và độ cứng của nước do hàm lượng canxi, magie
khá cao và độ chọn lọc trao đổi cũng cao hơn so với amoni.
Kết quả nghiên cứu trong phòng thí nghiệm [9] cho thấy: với nhựa cationit
mạnh dạng C100 E, tốc độ trao đổi nằm trong khoảng 20 - 40 lần thể tích chất
trao đổi ion (thể tích nước chảy qua cột so với thể tích tầng chất trao đổi trong
một giờ) ít ảnh hưởng tới hiệu quả trao đổi. Dung lượng trao đổi động của
cationit với độ cứng 100 mg CaCO3/l phụ thuộc vào nồng độ ban đầu (không
phải nồng độ cân bằng như ở dạng đẳng nhiệt trao đổi ion) được thể hiện trong
hình 4. 1.


10
9
Dung lượng trao đổi, g/l
Dung lượng trao đổi, g/l




8
7
6
y = 3.0738ln(x) - 4.2828
5
R² = 0.9863
4
3
2
1
0
0 20 40 60 80
Nồng độ amoni đầu vào, mg N/l
Nồng độ amoni đầu vào, mg N/l
Hình 4.
1. Dung lượng trao đổi amoni của nhựa C100E với độ cứng 200 mg CaCO3/l.

Độ cứng có ảnh hưởng rất lớn đến hiệu quả hoạt động của cột, dung lượng
trao đổi amoni giảm từ 14,08 g/l xuống còn 5,75 g/l khi tăng độ cứng từ 50 lên
400 mg CaCO3/l, tức là giảm khoảng 60% hiệu quả. Hình 4. 2 trình bày ảnh
hưởng của độ cứng lên hiệu quả trao đổi amoni trên nhựa C100E.




~ 49 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
900 y = 17.69x - 87.6
50 mg CaCO3/l
R² = 0.997

y = 15.315x - 77.25
800 100 mg CaCO3/l
R² = 0.9983
Thời gian thoát đạt tiêu chuẩn, phút
y = 10.82x - 65.8
160 mg CaCO3/l
700 R² = 0.9942

y = 9.93x - 53.3
200 mg CaCO3/l
600 R² = 0.9991

y = 8.855x - 49.85
240 mg CaCO3/l
R² = 0.9951
500
y = 8.27x - 49.4
300 mg CaCO3/l
R² = 0.9999
400
y = 7.22x - 43.7
400 mg CaCO3/l
R² = 0.9963
300

200

100

0
0 10 20 30 40 50

Chiều cao cột, cm
Hình 4.
2. Ảnh hưởng của độ cứng đến hiệu quả trao đổi amoni tại các chiều cao khác
nhau của tầng chất trao đổi ion.

Do độ dài của tầng chuyển khối nằm trong khoảng 3 - 6 cm (xác định từ
thực nghiệm) phụ thuộc vào tốc độ dòng chảy nên ở các độ cao khác nhau của
cột hiệu quả trao đổi cũng phụ thuộc theo (tầng chuyển khối là tầng trao đổi
chất, trong đó nồng độ của amoni giảm từ mức nồng độ đầu vào đến mức đạt
tiêu chuẩn cho phép).
Ảnh hưởng đồng thời của hàm lượng amoni và độ cứng có thể mô tả qua
phương trình hồi quy:
504,4  91,687 lnA.594,93  83,083 lnB
V=
147
Trong đó: A là nồng độ amoni ban đầu (mg/l), B là độ cứng của nước
nguồn (mg CaCO3/l). V là lượng nước đạt tiêu chuẩn thu được tính trên đơn vị
lít chất trao đổi ion.




~ 50 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Phương pháp oxy hóa khử.
4. 1. 2.

Xử lý amoni
Clo có tính chất oxy hóa, có khả năng thu điện tử do tích điện dương. Các
hợp chất clo: Cl2, Ca(OCl)2, NaOCl, clo dioxit, một số loại hợp chất clo hữu
cơ như cloamin B, T đều có tính oxy hóa.
Trong môi trường nước, các dạng clo có tính chất oxy hóa đều được chuyển
về dạng axit hypocloro:
Cl2 + H2O HOCl + HCl (4-5)

Ca(OCl)2 + 2H2O Ca(OH)2 + 2HOCl (4-6)

NaOCl + H2O HOCl + NaOH (4-7)
Axit hypocloro là một axit yếu, có giá trị pKA = 7,5. Chúng bị phân ly tại
vùng pH cao và tồn tại ở trạng thái trung hòa ở vùng pH thấp (pH < 5,5).

H+ + OCl-
HOCl (4-8)
Mỗi phân tử HOCl hay ion OCl- sẽ thu nhận hai điện tử trong phản ứng oxy
hóa khử và chuyển hóa thành Cl-. Thành phần clo tích điện dương có tính oxy
hóa còn được gọi là clo hoạt tính. Amoni hay amoniac là một chất có tính khử,
có khả năng nhường điện tử vì nitơ trong đó có giá trị -3.
Phản ứng giữa amoniac với clo hoạt tính xảy ra theo bậc:
NH3 + HOCl NH2Cl + H2O (4-9)

NH2Cl + HOCl NHCl2 + H2O (4-10)

NHCl2 + HOCl NCl3 + H2O (4-11)
NH2Cl, NHCl2, NCl3 gọi là mono-, di-, tricloamin thuộc dạng hợp chất clo
liên kết và cũng là chất oxy hóa.
Tỉ lệ giữa các cloamin phụ thuộc vào pH, nhiệt độ, thời gian tiếp xúc, quan
trọng hơn cả là tỉ lệ HOCl/NH4+. Theo tỉ lệ mol HOCl/NH3 = 1 tại pH = 7-8 tất
cả NH3 đều chuyển hóa thành monocloamin với tốc độ rất nhanh (phần ngàn
giây). Với tỉ lệ HOCl/NH3 = 2 tính theo mol hoặc bằng 10 tính theo nồng độ
khối lượng (mg/l) tại vùng pH =7-8 thì sản phẩm chủ yếu là dicloamin, khi tỉ
lệ trên bằng 3 thì sản phẩm là tricloamin. Hai phản ứng sau có tốc độ chậm
hơn phản ứng đầu, nhanh ở vùng pH thấp, chậm ở vùng pH cao.




~ 51 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Giữa mono và dicloamin có khả năng chuyển hóa lẫn nhau qua phản ứng dị
ly:

2 NH2Cl NHCl2 + NH3 (4-12)
Từ monocloamin có thể chuyển hóa tiếp tục thành dicloamin hoặc có thể
xảy ra hiện tượng phân hủy (oxy hóa - khử) monocloamin tạo ra khí nitơ.
N2 + 3H+ + H2O
2 NH2Cl + HOCl (4-13)

Phản ứng (4-13) xảy ra tại điểm mà tỉ lệ HOCl/NH3 = 7,6, điểm có tên là
đột biến do đặc trưng là kể từ điểm đó trở lên lượng clo đưa vào hệ tỉ lệ thuận
với lượng clo dư.
Tỉ lệ HOCl/NH3 tại điểm đột biến theo tính toán là 7,6, trong thực tế để
phản ứng (4-13) xảy ra tỉ lệ này xấp xỉ bằng 10 do có thể tạo ra một số sản
phẩm phụ trong đó có nitrat.
Phản ứng (4-13) cũng sinh ra axit, đồng nghĩa với một lượng kiềm lớn bị
tiêu hao cho phản ứng, tương ứng với 13,05 g HCO3-/g amoni.
Liều lượng clo hoạt động cần sử dụng rất lớn và hình thành nhiều sản phẩm
có tính độc cao: tricloamin là chất dễ bay hơi có mùi rất khó chịu (hắc). Phản
ứng giữa clo hoạt động với chất hữu cơ trong nước thải tạo ra các sản phẩm
hữu cơ chứa clo, điển hình là hợp chất trihalometan (CHX3), (X là nguyên tố
thuộc nhóm halogen) và các chất khác có tiềm năng gây ung thư. Phương pháp
này hầu như không được sử dụng trong thực tế.

Xử lý nitrit.
Một số loại nước thải chứa nitrit, có thể loại bỏ nitrit bằng phương pháp
oxy hóa. Chuyển hóa nitrit thành nitrat có thể thực hiện với chất oxy hóa là clo
hoạt động hoặc với hydro peroxit theo các phản ứng:
NO2- + OCl- NO3- + Cl- (4-14)

NO2- + H2O2 NO3- + H2O (4-15)

Phản ứng trên xảy ra trong môi trường axit nhẹ (pH = 3 - 4) với tốc độ rất
nhanh.
Khi nồng độ nitrit lớn, trong phản ứng trên dễ xảy ra nguy cơ tạo thành khí
oxit nitơ khi dùng axit để điều chỉnh pH của môi trường. Để giảm nguy cơ
trên, trước hết đưa một lượng cần thiết chất oxy hóa, vào dung dịch nitrit, tiếp




~ 52 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
theo sẽ chỉnh pH với tốc độ vừa phải. Đối với chất oxy hóa là clo hoạt động,
nếu sử dụng axit HCl để chỉnh pH thì sẽ xuất hiện khí clo.
Lượng chất oxy hóa cần thiết cho phản ứng trên: 1,54 g clo hoạt động ho ặc
0,78 g H2O2 để oxy hóa 1 g nitrit.
Nitrit cũng có thể khử về dạng khí nitơ khi phản ứng với axit amidosulfonic
trong điều kiện pH 8,5, Fe(OH)4 hình thành khi pH>9.
Ion Me3+ thể hiện đặc tính của một axit yếu, vì vậy nó thủy phân càng dễ
khi pH càng cao (nồng độ OH- lớn) và số phối trí của nhóm hydroxyl tăng
trong phức chất hình thành.
Các sản phẩm của quá trình thủy phân có thể liên kết với nhau qua cầu oxy,
hydroxyl để tạo ra các phân tử lớn hơn: dime, trime, polyme như Al13(OH)345+,
Al7(OH)174+, Al14O4(OH)247+, Al2(OH)24+, Al3(OH)45+ [18].
Các sản phẩm trung gian trên có thể tạo ra các polyme thông qua phản ứng
trùng ngưng, tạo ra các liên kết giữa OH hay O (olation, oxolation), ví dụ.

2Al(H2O)5OH2+  (H2O)5. Al-O-Al(H2O)54+ + H2O (4-45)

Mạch được tiếp tục nối dài:
(H2O)5Al-O-Al(H2O)54+[(H2O)5Al-O-Al(H2O)4OH]3++H+ (4-46)

Quá trình trùng ngưng tạo ra sản phẩm polyme kim loại có phân tử lượng
khá lớn. Ví dụ từ AlCl3 qua quá trình thủy phân với natri bicarbonat tạo ra sản
phẩm poly nhôm clorua PAC có công thức hóa học [AlClx(OH)3-x]n, X=1,2.
PAC có phân tử lượng từ 7000 - 35000, độ dài 250 - 350 Ao. [19, 20]. Khi
vượt quá một nồng độ nào đó, các sản phẩm thủy phân, polyme sẽ kết tủa.
Trong vùng pH thấp hơn điểm đẳng điện, bề mặt chất kết tủa tích điện dương,
trên đó thì tích điện âm (do điều kiện hình thành các chất kết tủa khác nhau
nên điểm đẳng điện không xác định, mà nằm trong một vùng nào đó) ví dụ ở
khoảng pH6 khi kết tủa với muối nhôm).
Chất kết tủa dưới dạng hydroxit Me(OH)3 hình thành đóng vai trò chất hấp
phụ photphat. Cơ chế loại bỏ photphat tan khi kết tủa với Al3+, Fe3+ bao gồm
hai cơ chế: kết tủa và hấp phụ được xem là khẳng định. Tuy vậy có những kết


~ 62 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
quả nghiên cứu (trên các mẫu tự tạo) khẳng định photphat tan không thể loại
bỏ thông qua chất kết tủa AlPO4. Trên cơ sở tính toán lý thuyết và kiểm
nghiệm qua thí nghiệm cho thấy tại pH=7, sử dụng phèn nhôm để tạo kết tủa
photphat thì lượng photphat dư trong nước ở thế cân bằng với AlPO4 rắn là
2244 mgP/l. Vì vậy cơ chế tách loại photphat tan là do hấp phụ trên hydroxit
tạo thành, hydroxit tạo thành còn có khả năng hấp phụ cả hợp chất photpho
dạng trùng ngưng và dạng hữu cơ [21].
Mục đích xử lý photpho là đưa nồng độ photpho trong nước sau xử lý phải
đạt tiêu chuẩn thải, tức là nồng độ photphat dư không vượt quá một giá trị nào
đó. Nồng độ dư có thể đo sau khi làm thí nghiệm hoặc tính toán để định hướng
cho quá trình thực hiện. Cách tính toán nồng độ dư có thể thực hiện thông qua
các phản ứng tạo muối photphat và tạo hydroxit kim loại [13, 16].
Tính toán lý thuyết, phù hợp với vùng pH của nước thải cho thấy, nồng độ
photphat dư tan trong nước là do đóng góp của các tiểu phần: H3PO4, HPO4-,
HPO42-, PO43-, MeH2PO42+, MeHPO4+. Khi sử dụng Al3+làm chất kết tủa, hợp
chất photphat tan dư trong nước chủ yếu là AlHPO4+, còn khi sử dụng Fe3+ thì
hợp chất tan chủ yếu là FeH2PO42+.
Nồng độ photphat tan do sự đóng góp của các cấu tử nêu trên là giá trị khi
liều lượng Fe3+, Al3+ ở mức cao (dư thừa) và phụ thuộc vào pH của môi
trường.
pH tối ưu cho quá trình loại bỏ photpho trong nước thải là xấp xỉ 6,8 với
khoảng khá rộng cho cả hai loại tác nhân kết tủa [22]. Giá trị pH tối ưu có thể
thay đổi khá lớn cùng với sự có mặt của các tạp chất khác trong nước, ví dụ
với một nguồn nước có pH tối ưu là 4 khi tăng thêm 80 mg Ca2+/l thì vùng pH
tối ưu để kết tủa photphat được trải rộng ra từ 4-8. [16].
Liều lượng chất kết tủa cần sử dụng phụ thuộc trước hết vào thành phần hóa
học của hợp chất photphat ở dạng kết tủa. Tỉ lệ giữa Me3+ với hàm lượng
photphat tan cần loại bỏ sẽ gần giống với tỉ lệ đó trong hỗn hợp của chất kết
tủa vì các ion kim loại tan sau kết tủa thường rất nhỏ (tích số tan của Al(OH) 3
và Fe(OH)3 là 10-32 và 10-36). Khi tỉ lệ ion kim loại/photphat thấp, sản phẩm
kết tủa thường có thành phần hóa học ổn định, theo một tỉ lượng nào đó, ví dụ
FePO4, khi tăng tỉ lệ trên thì nồng độ photphat tan đạt tới gần một giới hạn nào
đó, lượng Me3+ dư ra sẽ tạo thành hydroxit, khi đó tỉ lệ Me3+/P trong sản phẩm
rắn tăng cao.




~ 63 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
3+
Lượng Me (n) cần sử dụng được xác định bởi nồng độ photphat tan ban
đầu trong nước thải, CP,o và nồng độ photpha dư sau xử lý CP,d:

Me3+(n) = (Me3+/P). (CP,o - CP,d) (4-47)
Giá trị Me3+/P được xác định từ thực nghiệm ứng với từng nguồn nước, pH
và phụ thuộc vào mức độ làm sạch, CP,d. Giá trị Me3+/P có thể tra từ các biểu
đồ được Gate [23] và Luedecke [16, 22] cùng với các cộng tác viên xây dựng.


Ví dụ xác định liều lượng Al3+ để kết tủa một hệ có CP,o = 5 mg/l, CP,d là 0,1
mg/l (CP,d < 0,1 mg/l cần Al3+/P rất cao). Từ biểu đồ cho thấy ứng với CP,d =
0,1 mg/l thì giá trị Al3+/P = 3, vì vậy:
Al3+(n) = 3(5-0,1) = 14,7 mg/l.


Nước thải sau khi xử lý bậc hai - nước thải ra sau bể lắng thứ cấp chứa cả
photphat tan lẫn ở dạng không tan (dạng sa lắng, trong cơ thể vi sinh vật),
dạng không tan có thể bị thủy phân tạo ra photphat tan. Nước sau lắng thứ cấp
thường còn chứa một lượng cặn không tan, chủ yếu là sinh khối. Giả sử cặn
không tan chứa 30 mg/l, trong sinh khối lượng photpho chiếm khoảng 2,5%
vậy khi thải ra môi trường hàm lượng photpho trong nước thải sẽ tăng thêm
0,75 mgP/l mặc dù tại thời điểm thải hàm lượng photphat tan được khống chế
là 0,1 mgP/l. Vì vậy để đạt tiêu chuẩn thải cần phải chú ý tới cả lượng cặn
không tan trong nước thải sau lắng thứ cấp.
Lượng Al3+ trong phèn nhôm chiếm khoảng 8%, trong PAC chiếm 15 -
16%.
Cặn kết tủa qua quá trình xử lý photphat thường có tính lắng không cao,
chậm và kéo theo là cần thiết bị lắng lớn. Để thúc đẩy tốc độ lắng người ta
thường sử dụng thêm các chất trợ keo tụ.
Trợ keo tụ được sử dụng chủ yếu là các polyme hữu cơ mạch thẳng chứa
các nhóm chức phân cực để đảm bảo cho chúng tan được trong nước. Các
nhóm chức của polyme có thể tích điện âm, dương hoặc trung tính khi tồn tại
trong nước vì vậy người ta thường phân loại theo đặc tính trợ keo tụ dương,
âm hoặc trung hòa. Độ lớn phân tử của các loại trợ keo tụ khác nhau, từ 3 -4
triệu tới 15-16 triệu đơn vị, thông thường các loại polyme tích điện âm và
trung hòa có phân tử lượng lớn hơn loại tích điện dương, loại tích điện dương
tuy có phân tử lượng thấp hơn nhưng lại khó tan hơn hai loại kia.



~ 64 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Mật độ nhóm chức hay điện tích, tức là số nhóm chức theo một đơn vị quy
ước (độ dài mạch, khối lượng polyme) của cùng một loại cũng khác nhau tùy
thuộc vào điều kiện chế tạo.
Các nhóm chức trong chất trợ keo tụ cũng có tính axit, bazơ với cường độ
khác nhau: loại mạnh và yếu. Loại mạnh tích điện tương ứng trong vùng pH
rộng, loại yếu chỉ tích điện ở khoảng pH hẹp (polyme âm tích điện âm ở vùng
pH cao, loại dương tích điện dương ở vùng pH thấp).
Cơ chế hoạt động của chất trợ keo tụ là làm cầu nối giữa các hạt keo hình
thành để tạo ra tập hợp hạt lớn và dễ lắng hơn. Trong một số trường hợp keo tụ
dương còn đóng thêm vai trò khử điện tích hạt keo, tức là có tính năng của
chất keo tụ [15, 18]. Tác dụng cầu nối của chất trợ keo tụ thể hiện ở khả năng
hấp phụ của từng phân tử polyme đồng thời trên nhiều hạt keo, giúp cho các
hạt keo đó dễ co cụm lại thành tập hợp lớn hơn.
Lựa chọn về chủng loại hay liều lượng chất trợ keo tụ thường được xác định
thông qua thử nghiệm đối với từng hệ cụ thể. Bảng 4. 4 ghi một số chất trợ
keo tụ Aronflock (Nhật) và một vài đặc trưng về tính chất của chúng.

Bảng 4. 4. Trợ keo tụ Aronfloc và một số đặc trưng. (Sản phẩm Aronfloc, nhà
sản xuất TOAGOSEI-Nhật) C: tích điện dương, TA: tích điện âm, N: trung
hòa.

Ký hiệu Mật độ Dạng Khối Tỷ lệ Phân tử Độ Vùng
điện lượng pha % lượng nhớt ứng dụng
 104
tích riêng kg/l

bột trắng 800cps Tách nước
0,1-0,3
C303H cao 0,65 600
700 từ bùn hữu
 // *
C303M *// 400

 // *
C303ML *// 350 600
 // *
C303V *// 300 530
 // *
C303 *// 300 500
 // *
C300L *// 200 450
 // *
C803 *// 100 300
 // *
C312 *// 400 800
 // *
C403HW *// 550 800
 // *
C603 *// 400 450

trung bình // *
C302 500 800
 // *
C325 * 700 900



~ 65 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
 // *
C402 * 500 700
 // *
C602 * 400 750
bột trắng Chất trợ
TA-25 cao 0,65 0,05-0,2 900 450
keo tụ,
 
*//
TA-24 ** 800 450
tách nước
 
*//
A-118 ** 1200 400
từ bùn
 
*//
A-117 ** 1200 420
trong
 
*//
A-140 ** 1200 450
khoảng pH
 
*//
A-104 ** 1300 450
trung tính
 
*//
A-205 ** 1100 420
đến kiềm
 
*//
A-205L ** 600 320
  Trợ keo tụ.
A-351 trung bình ** 1800 330
Tách nước
 
*
A-350 ** 1600 340
từ bùn thích
 
*
A-121 ** 1300 230
hợp trong
 
*
A-101 ** 1300 350 khoảng pH
 
*
A-161 ** 1600 380 rộng từ axit
nhẹ đến
 
*
A-102 ** 1300 300
kiềm
 
*
A-207 ** 1400 390
 
thấp
A-106 ** 1300 250
 
//
A-166 ** 1600 250
 
//
SA-606 ** 1700 230
 
//
A-218 ** 1600 260
 
//
A-268 ** 1600 300
 
//
A-208 ** 1300 260
  -Trợ keo tụ
trung hòa
N-107 ** 1600 120
-Tách nước
 
//*
N-101 ** 1100 50
từ bùn
 
//*
N-110 ** 1300 6
khoảng pH:
 
//*
N-208 ** 1300 200 axit nhẹ đến
 
//*
N-202 ** 1300 200 kiềm nhẹ
 
//*
N-268 ** 1600 230


4. 2. 1. 4. Kết tủa đồng thời amoni và photphat.

Một số nguồn thải chứa đồng thời photphat và amoni với hàm lượng khá
cao như nước thải chế biến thủy sản, nước giết mổ, nước thải chuồng trại hay
từ các bể phốt, đặc biệt là nước chiết ra từ các bể ủ (phân hủy) bùn vi sinh yếm
khí hoặc hiếu khí.


~ 66 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Các phương pháp áp dụng để xử lý hợp chất nitơ thực chất là áp dụng giải
pháp phân hủy hợp chất mà chính con người phải tốn công sức để chế tạo, vì
vậy việc thu hồi đồng thời cả thành phần nitơ và photpho để tái sử dụng là
phương hướng rất hấp dẫn.
Có thể đồng thời kết tủa photphat và amoni để tạo ra hợp chất hóa học
struvite, một dạng phân bón tổng hợp (N, P) nhả chậm có chất lượng cao. [25,
26, 27].
Struvite tạo thành từ các thành phần:
Mg2++NH4++HPO42-+OH-+5H2O MgNH4PO4.6H2O (4-48)

Tích số tan của struvite là 10-12,6 (bảng 4. 3), có số liệu được đưa ra là
7,8.10-15 [28]. Do có độ tan thấp nên nó có tính năng của một loại phân nhả
chậm.
Từ phương trình phản ứng (4-48) cho thấy: để tạo ra hợp chất struvite cần
tới ba thành phần chính là photphat, amoni và magie cùng với kiềm (OH-) tức
là phản ứng xảy ra trong môi trường kiềm (pH cao).
Nước thải hầu như không thể hội đủ các yếu tố trên cho sự tạo thành
struvite phù hợp với thành phần hóa học của sản phẩm, vì vậy cần phải bổ
xung các thành phần còn thiếu. Tích số tan của struvite giảm khi pH tăng, đạt
giá trị cực tiểu trong vùng pH 8,5 - 9,0 [27].
Để kết tủa photphat và amoni dưới dạng struvite cần phải sử dụng Mg2+ với
liều lượng không thấp hơn tỉ lệ của nó trong thành phần hóa học của sản phẩm
[31, 33].
Đồng thời với mục tiêu thu hồi, mục tiêu ―làm sạch‖ hợp chất nitơ hoặc
photpho hoặc cả hai cũng là đối tượng đáng quan tâm: khi ưu tiên một đối
tượng nào đó, ví dụ photpho thì cần sử dụng dư các hóa chất khác, (NH4+ và
Mg2+). Phản ứng kết tủa struvite theo kỹ thuật mẻ có thể thực hiện trong thời
gian 4 phút ở nhiệt độ thường, tại pH = 8,5, tỉ lệ mol Mg/P = 1, nồng độ
struvite trong khối sản phẩm đạt 10 - 20%. Hiệu quả loại bỏ photpho là 92%
với nồng độ dư là 17 mg/l [28].
Kết tủa struvite cũng có thể thực hiện theo kỹ thuật phản ứng dòng chảy
hoặc dạng lưu thể (fluidized bed) [28, 29]. Struvite có cấu trúc tinh thể, cấu
trúc tinh thể hình thành từ lúc bắt đầu cho tới sau 18 giờ với kích thước khác
nhau tùy điều kiện kết tủa.




~ 67 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Kết tủa struvite trên cơ sở đưa mầm kết tinh ban đầu (là struvite) trong kỹ
thuạt tầng lưu thể cho thấy hiệu quả xử lý (tốc độ) đạt cao khi tinh thể ban đầu
có kích thước nhỏ, tức là cần duy trì diện tích tiếp xúc lớn giữa mầm tinh thể
và những tiểu phần tan trong dung dịch, mặt khác dạng tinh thể nhỏ (0,3 mm)
dễ sử dụng làm phân bón hơn loại có kích thước lớn (0,5-1,5 mm) [29].
Thu hồi amoni và photphat dưới dạng chất kết tủa struvite tỏ ra hấp dẫn về
nhiều phương diện, về mặt kỹ thuật nó thích hợp cho nước thải chứa cá c hợp
chất trên với nồng độ cao (ví dụ 100 - 5000 mgN/l) nhưng giá thành xử lý cao
[30].
Trong quá trình ủ bùn yếm khí tại hệ thống xử lý nước thải Virginia (sinh
khối dư từ quá trình xử lý bùn hoạt tính), xác vi sinh bị phân hủy, tiết ra amoni
và photphat. Sau thời gian ủ 9 tháng, nồng độ photphat tan tăng từ 50 lên 300
mgP/l, photpho tổng tăng từ 350 lên 1100 mgP/l, amoni tăng từ 316 lên 390
mgN/l cho thấy hàm lượng photpho chủ yếu nằm ở dạng lắng (ví dụ apatit).
Kết tủa thành phần tan, kết hợp với phần cặn lắng tạo ra loại phân bón
NutraGreen lưu hành trên thị trường địa phương với giá 1USD/18,2 kg [25].


Phương pháp trao đổi ion.
4. 2. 2.

Về phương diện kỹ thuật, phần lớn các giải pháp xử lý photpho và hợp chất
nitơ là dựa trên các phương pháp ―phá hủy‖ dẫn đến hình thành pha chất rắn
được cô đặc dưới dạng bùn thải và được tập trung vào các bãi rác. Thu hồi
photphat dạng không biến đổi về bản chất hóa học có thể thực hiện bằng kỹ
thuật trao đổi ion với lợi thế tách photphat một cách chọn lọc, thu hồi lại từ
dung dịch tái sinh và tái sử dụng. Trao đổi ion cũng cho phép thu hồi các các
thành phần có ích khác như K+, NH4+ để tạo ra struvite MgNH4PO4 hay kali
struvite MgKPO4 dùng làm phân nhả chậm.
Hướng nghiên cứu trên đã được chú ý từ thập kỷ 70 và đã hình thành được
một sơ đồ công nghệ REMNUT có ứng dụng trong thực tế. Sơ đồ công nghệ
bao gồm hai cột trao đổi ion: cột clinoptilolit thu hồi amoni, cột anionit thu hồi
photphat. Dung dịch sau khi tái sinh từ hai cột chứa NH4+, PO43- được kết tủa
dưới dạng struvite.
Sử dụng anionit để thu hồi photphat sẽ gặp phải các khó khăn:




~ 68 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
- Tính chọn lọc của photphat thấp so với các anion khác như SO42-, HCO3-, Cl-
vì trong điều kiện pH của môi trường dạng tồn tại chủ yếu của nó là H 2PO4-,
HPO42-.
- Dung lượng trao đổi ion và tốc độ trao đổi thấp.
- Anionit là vật liệu có khả năng hấp phụ khá mạnh các chất hữu cơ dạng trung
hòa, thành phần rất sẵn trong nước thải nên dễ bị nhiễm bẩn dẫn tới mất khả
năng trao đổi.
- Nước thải thường chứa một lượng cặn không tan lớn (so với nước sinh hoạt
hoặc nước công nghiệp) cũng làm giảm hiệu quả hoạt động của anionit [1].
Để khắc phục các khó khăn trên, phương hướng chế tạo một loại chất trao
đổi ion có độ chọn lọc cao đối với photphat là hướng đi quan trọng nhất [32].
Anionit có độ chọn lọc cao được trường đại học Lehigh (PA. USA) nghiên
cứu chế tạo trên cơ sở (nguyên liệu) nhựa anionit yếu Dowex M-4195 (Dow
Chemical Co. USA) chứa nguyên tố đồng. Tính chọn lọc cao đối với photphat
là do khả năng trao đổi phối tử (ligand) thông qua tạo phức càng cua (chelat)
của ion đồng trong nhóm chức amin (pyridyl) của nhựa.
Với dung dịch photphat được pha từ nước máy, có nồng độ là 4 mgP/l, thí
nghiệm trao đổi ion được thực hiện trong cột với tốc độ 3 - 20 lần thể tích tầng
nhựa/giờ. Lượng nước xử lý có nồng độ thấp hơn 0,1 mgP/l đạt trên 400 lần
thể tích nhựa.
Dung dịch tái sinh là muối NaCl 1 mol/l (58 g/l) được axit hóa đến pH =
4,3. Lượng dung dịch tái sinh cần khoảng 3 lần thể tích nhựa đã có thể hồi
phục được tới 95% dung lượng trao đổi ban đầu của nhựa. Dung lượng động
của cột đạt 15 gP/l, mức độ làm giàu đạt trên 100 lần so với dung dịch ban
đầu.
Tuy với số liệu đáng khích lệ nêu trên nhưng khi thử nghiệm pilot (qui mô
100 lit/ngày) kết quả về dung lượng trao đổi chỉ đạt được khoảng 10% so với
kết quả từ phòng thí nghiệm do cạnh tranh trao đổi của các ion sunfat,
bicarbonat, nitrat trong nước thải.
Mặc dù có xảy ra hấp phụ các chất hữu cơ nhưng chưa quan sát thấy hiện
tượng hỏng nhựa do nhiễm bẩn cũng như đồng bị tách ra khỏi nhựa.
Để hình thành được một phương pháp ổn định trong thực tế các nghiên cứu
liên quan đang được tiếp tục thực hiện.




~ 69 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
4. 2. 3. Tách loại photpho trong hệ xử lý nước thải.

Trong một hệ xử lý vi sinh, tách loại photpho bằng phương pháp kết tủa có
thể ghép vào các công đoạn (đơn vị công nghệ khác nhau) khác nhau: xử lý sơ
cấp, thứ cấp hoặc xử lý bậc ba.
Kết tủa photphat với muối sắt hoặc nhôm xảy ra thuận lợi đối với photphat
tan, photpho dạng trùng ngưng hay dạng hữu cơ trong quá trình xử lý vi sinh
được chuyển hóa một phần thành dạng tan, vì vậy hiệu quả tách tốt khi ghép
nối với giai đoạn sau xử lý thứ cấp.
Kết tủa tại bể lắng sơ cấp.
Một hệ xử lý vi sinh thường có bể lắng sơ cấp nhằm mục đích loại bỏ các
cặn không tan. Bổ xung muối sắt, muối nhôm vào trước bể lắng sơ cấp sẽ kết
tủa photphat dạng tan, các hydroxit hình thành hấp phụ các hợp chất photpho
hữu cơ và photphat trùng ngưng cùng lắng. Cặn lắng chứa photpho và kể cả
COD, hợp chất chứa nitơ dạng rắn cũng lắng và tách ra khỏi hệ dưới dạng bùn
thải sơ cấp. Để tạo được quá trình kết tủa, lắng có hiệu quả, quá trình hòa trộn
hóa chất (kể cả chất trợ keo tụ) cũng như thông số của bể lắng cần được thiết
kế thích hợp.
Khi bổ xung các hóa chất trên vào hệ, pH của nguồn nước sẽ bị giảm đáng
kể (27 g Al3+ hoặc 56 g Fe3+ tương đương với 3 mol axit, xấp xỉ với 0,25 lit
axit HCl đặc). Mức độ giảm pH càng lớn khi độ kiềm của nguồn nước càng
thấp. Vì vậy khi đưa hóa chất vào cần phải bổ xung kiềm (vôi) sao cho pH giữ
được ở trong khoảng 6 - 7. Liều lượng hóa chất sử dụng nằm trong vùng 1 - 3
mol kim loại/1 mol photpho (xem bảng 4. 5).
Liều lượng muối sắt, nhôm sử dụng cần xác định tại chỗ, phụ thuộc vào
nồng độ photphat ban đầu, mức độ làm sạch và đặc trưng khác nhau của nước
như độ đục, độ kiềm.

Bảng 4. 5. Hiệu quả tách loại photphat phụ thuộc vào liều dùng trong xử lý sơ
cấp [17].

Hiệu quả giảm P % Tỉ lệ mol Al/P
khoảng điển hình
75 1,25:1 - 1,5:1 1,4:1
85 1,6:1 - 1,9:1 1,7:1



~ 70 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
95 2,1:1 - 2,6:1 2,3:1


Kết tủa tại giai đoạn xử lý thứ cấp.
Kết tủa photphat với Al3+, Fe3+ có thể thực hiện bằng cách đưa hóa chất vào
trước bể sục khí đối với phương pháp bùn hoạt tính hoặc khi ra khỏi bể sục khí
trước khi vào bể lắng thứ cấp. Với kỹ thuật lọc nhỏ giọt cũng có thể đưa hóa
chất vào trước hoặc sau điểm lọc. Photphat được tách ra qua tổ hợp của các
quá trình: kết tủa, hấp phụ, trao đổi ion, tham gia cấu tạo tế bào và cuối cùng
tách ra dưới dạng bùn thứ cấp.
Về mặt lý thuyết độ tan của AlPO4 thấp nhất tại pH = 6,3, của FePO4 tại pH
= 5,3, tuy vậy trong thực tế khoảng pH từ 5,5 - 7,0 đều cho hiệu quả tách
photphat tốt và đồng thời cũng là khoảng pH thường gặp trong xử lý nước thải
sinh hoạt.
Sắt(II) ít được sử dụng do chúng chỉ đạt hiệu quả ở vùng pH cao. Với các
loại nước thải có độ kiềm thấp người ta sử dụng aluminat NaAlO2 hoặc phèn
nhôm, muối sắt có bổ xung thêm vôi (PAC ít làm giảm pH hơn so với phèn
nhôm) nhằm giữ cho pH không thấp hơn 5,5. Đưa thêm chất trợ keo tụ sẽ thúc
đẩy quá trình lắng.

Kết tủa tại giai đoạn xử lý bậc ba.
Sau xử lý thứ cấp, nước thải đạt tiêu chuẩn cấp hai (BOD) có thể được tiếp
tục tách photphat bằng phương pháp kết tủa - lắng. Khi xử lý photphat tan
cũng đồng thời cải thiện độ trong và màu của nước sau xử lý. Tỉ lệ hóa chất sử
dụng cũng từ 1-3 mol kim loại/mol photpho nếu chỉ cần đạt tới nồng độ thải là
0,5 mgP/l, để có được mức thải cao hơn lượng sử dụng sẽ cao hơn đáng kể.
Hòa trộn chất kết tủa cần được khuấy trộn mạnh lúc ban đầu, có thể thực
hiện theo nhiều phương thức: đưa vào vị trí có tốc độ dòng chảy mạnh nhất, sử
dụng bộ hòa trộn động hoặc tĩnh với thời gian từ 10 - 30 giây sau đó tốc độ
trộn cần phải giảm để đảm bảo hiệu quả lắng.




~ 71 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Hoạt động của vi sinh và quá trình sinh hoá.
5 Phân loại vi sinh vật.
5. 1.

Nhóm sinh vật chính tham gia vào quá trình xử lý nước thải gồm vi khuẩn,
nấm, tảo, động vật nguyên sinh, động vật, thực vật bậc thấp và siêu vi khuẩn
(vi rút). Chúng được phân loại dựa trên một số các đặc trưng: theo cấu trúc tế
bào, phương thức sinh sản, quá trình trao đổi chất hoặc nhu cầu về thức ăn và
năng lượng.

Phân loại theo cấu trúc tế bào.
Sinh vật có thể phân chia theo ba nhóm chính: nhóm có nhân chuẩn điển
hình (Eukaryotes), nhóm vi khuẩn có nhân điển hình (Eubacteria) và nhóm vi
sinh vật cổ (Archaea). Các đặc trưng chủ yếu được trình bày trong bảng 5. 1.

Bảng 5. 1. Phân loại sinh vật theo cấu trúc tế bào [1].

Đặc điểm Đại diện
Cấu trúc tế Kích thước
Nhóm
(đường kính
bào
m)
Sinh vật có Nhân điển Đa bào, phân biệt 10 - 1000 Thực vật loại
nhân chuẩn hình (nhân rõ giữa tế bào và có hạt, dương
(Eukaryotes) thực) xỉ, rêu, loài

có đốt
Đơn bào, Đơn bào, cộng 10 - 100 Tảo, nấm,
cộng bào ty bào, ty thể, ít hoặc động vật
thể không phân biệt nguyên sinh
rõ giữa tế bào và

Vi khuẩn có Nhân Hóa học tế bào 0,2 - 2,0 Phần lớn các
nhân điển nguyên thủy giống nhóm có loại vi khuẩn
(Prokaryotie) nhân điển hình
hình
(Eubacteria) không có
màng nhân
Vi sinh vật Hóa học tế bào
Nhân 0,2 - 2,0 Methanogens,
cổ (Archaea) nguyên thủy, riêng biệt Halophiles,
không chứa Thermaacido
màng nhân philes



~ 72 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Tế bào có nhân điển hình (Eukaryotic) là đặc trưng của nhóm sinh vật có
nhân chuẩn. Tế bào gồm nhân tế bào và màng nhân. Nhân tế bào chứa nhiều
phân tử ADN và được bao quanh bởi màng nhân. Ngoài ra, trong màng nhân
của tế bào còn có một số các thành phần khác như mitochondia, chloroplasts.
Tảo, nấm, động vật nguyên sinh có cấu trúc tế bào trên. Tất cả các loại thực
vật bao gồm loại có hạt, dương xỉ, rêu, loại có đốt, loại trung gian thuộc loại
thực vật lớn đa bào có nhân điển hình.
Vi sinh thuộc nhóm vi khuẩn điển hình và nhóm vi sinh vật cổ có cấu trúc
nhân nguyên thuỷ (prokaryotic). Trong tế bào, ở vùng nhân chỉ tồn tại một
phân tử ADN và không bị bao bọc bởi màng nhân.
Siêu vi khuẩn (virut) là loại ký sinh nội bào, nó cần một tế bào chủ và sống
ký sinh trong đó. Mặc dù siêu vi khuẩn có thông tin di truyền nhưng chỉ có thể
sinh sôi trong tế bào chủ, không có khả năng sinh sôi độc lập. Siêu vi khuẩn
cấu tạo từ nhân axit nucleic (ARN hoặc ADN) và vỏ bọc là protein và
glycoprotein. Siêu vi khuẩn được xếp vào nhóm riêng phụ thuộc vào tế bào
chủ, ví dụ Bateriophages là loại siêu vi khuẩn mà vật chủ là vi khuẩn.

Phân loại theo cơ chất và năng lượng.
Sinh vật tham gia vào xử lý nước thải cũng có thể phân chia theo cơ chất và
năng lượng mà chúng sử dụng. Để sinh sản và hoạt động, chúng cần phải được
cung cấp nguồn carbon, dinh dưỡng và năng lượng để tổng hợp ra tế bào mới.
Loại vi sinh sử dụng nguồn carbon hữu cơ được gọi là vi sinh dị dưỡng, loại
sử dụng nguồn carbon vô cơ (CO2, HCO3-) gọi là vi sinh tự dưỡng.
Sinh vật sử dụng nguồn năng lượng sinh ra từ phản ứng oxy hoá chất hữu
cơ như động vật nguyên sinh, nấm, phần lớn vi khuẩn gọi là loại vi sinh hoá
năng hữu cơ, loại sử dụng phản ứng oxy hoá chất vô cơ dạng khử (amoniac,
nitrit, sunfua) gọi là loại vi sinh hoá năng vô cơ. Sinh vật sử dụng năng lượng
ánh sáng gọi là loại quang năng và tiếp tục được phân chia thành quang năng
tự dưỡng và quang năng dị dưỡng. Bảng 5. 2 tóm tắt phân loại theo cơ chất và
năng lượng.

Bảng 5. 2. Phân loại vi sinh theo cơ chất và năng lượng [1].

Loại Cơ chất Năng lượng Đại diện
Dị dưỡng
Hóa năng hữu cơ Carbon hữu cơ Oxy hóa chất hữu Vi khuẩn, nấm,



~ 73 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
cơ nguyên sinh, động vật
Quang năng hữu cơ Carbon hữu cơ Vi khuẩn quang hợp
ánh sáng

Tự dưỡng
Hóa năng vô cơ Carbon vô cơ Oxy hoá chất vô cơ Vi khuẩn
Tự dưỡng quang năng Carbon vô cơ Thực vật, tảo, vi
ánh sáng
khuẩn quang hợp

Phân loại theo điều kiện môi trường.
Vi sinh vật cũng thường được phân loại theo điều kiện môi trường trong
quá trình trao đổi chất của chúng, tức là khả năng phát triển khi có mặt hoặc
vắng mặt oxy phân tử hoặc các hợp chất hóa học tham gia vào quá trình sinh
hóa, sản xuất năng lượng. Vi sinh được phân loại theo:
- Hiếu khí; chỉ tồn tại được trong môi trường có oxy phân tử.
- Yếm khí; chỉ tồn tại trong môi trường không có oxy phân tử.
- Yếm khí tuỳ nghi; tồn tại được trong môi trường có hoặc không có oxy.
- Yếm khí không điều kiện; sự có mặt của oxy không gây ảnh hưởng đến hoạt
động của chúng.
Ngoài ra, vi sinh vật có thể phân loại theo khoảng nhiệt độ tối ưu cho hoạt
động của chúng mặc dù khoảng nhiệt độ sống sót rất rộng.


5. 2. Quá trình sinh hoá.

Quá trình xử lý nước thải bằng biện pháp sinh học thực chất là tách các chất
ô nhiễm ra khỏi môi trường nước hoặc chuyển hoá chúng thành các chất
không độc hay ít độc hơn. Các chất gây ô nhiễm ở trạng thái không tan, dạng
phân tán, dạng nhũ cũng có thể xử lý bằng phương pháp sinh học nhưng hiệu
quả xử lý thường thấp hơn so với các phương pháp xử lý hoá học, hoá lý và cơ
học. Các chất tan trong nước là đối tượng chính trong xử lý sinh học. Trong
quá trình xử lý sinh học, một phần chất tan gây ô nhiễm được chuyển hoá
thành sinh khối, được tách ra dưới dạng chất rắn thông qua các kỹ thuật thích
hợp như lắng, lọc; một phần được chuyển hoá thành các chất không độc thông
qua các phản ứng sinh hoá xảy ra trong tế bào của vi sinh vật.
Quá trình sinh hoá cung cấp nguyên liệu và năng lượng để xây dựng tế bào
và duy trì hoạt động của vi sinh vật, tức là để chúng phát triển và tồn tại.




~ 74 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Trao đổi chất.
5. 2. 1.

Một cơ thể muốn tồn tại và phát triển phải có quá trình trao đổi chất, quá
trình này cung cấp năng lượng và nguyên liệu cho cơ thể. Quá trình trao đổi
chất rất phức tạp bao gồm nhiều chu trình biến đổi chất, là các phản ứng hoá
học xảy ra trong tế bào. Vì phản ứng hoá học xảy ra trong tế bào của cơ thể
sinh vật nên còn gọi là phản ứng sinh hoá.
Hai phản ứng sinh hoá cơ bản nhất trong trao đổi chất là đồng hoá và dị
hoá. Phản ứng dị hoá là phản ứng phân nhỏ chất hữu cơ phức tạp thành các
phân tử nhỏ, bền, kèm theo là quá trình sinh ra năng lượng. Phản ứng đồng hoá
là phản ứng tạo ra các phân tử phức tạp từ các cấu tử đơn giản và thường phải
sử dụng năng lượng. Năng lượng cần thiết cho phản ứng đồng hoá được lấy từ
nguồn sinh ra do phản ứng dị hoá, vì vậy hai quá trình phản ứng trên t ương hỗ
lẫn nhau và xảy ra đồng thời.
Để phản ứng dị hoá, đồng hoá xảy ra cần phải có hoạt động của enzym -
chất xúc tác của cơ thể sống. Enzym là protein hoặc protein liên kết với phân
tử vô cơ hay liên kết với các phân tử hữu cơ có kích thước nhỏ. Enym có hai
dạng: nội bào và ngoại bào. Enzym ngoại bào chịu trách nhiệm chuyển hoá
các chất không có khả năng vận chuyển vào tế bào thành dạng có thể. Enzym
nội bào đóng vai trò xúc tác cho các phản ứng đồng hoá, dị hoá diễn ra trong tế
bào.
Bất kỳ một chất xúc tác nào cũng hoạt động trên nguyên tắc là tăng cường
tốc độ phản ứng trên cơ sở hạ thấp năng lượng hoạt hoá của phản ứng hoá học
nhưng không làm dịch chuyển thế cân bằng của phản ứng. Chất xúc tác không
bị tiêu hao trong quá trình phản ứng, nói cách khác chúng được tái tạo lại hoàn
toàn khi một phản ứng kết thúc. Hiệu quả của xúc tác được đánh giá qua hoạt
tính và độ chọn lọc. Hoạt tính xúc tác được thể hiện qua tốc độ phản ứng
(giảm nguyên liệu hay tăng sản phẩm của phản ứng trên đơn vị thời gian và
khối lượng xúc tác); hoạt tính cao đồng nghĩa với tốc độ phản ứng mà nó xúc
tác lớn. Một phản ứng hoá học có cùng nguyên liệu nhưng có thể có nhiều sản
phẩm khác nhau do cơ chế khác nhau, sự có mặt của xúc tác thường dẫn đến
sự thay đổi về cơ chế, thay đổi tỉ lệ sản phẩm tạo thành. Tính vượt trội của một
sản phẩm nào đó (mong muốn) thể hiện độ chọn lọc của xúc tác.
Enzym là loại xúc tác có hoạt tính lớn và độ chọn lọc cao. Một phản ứng có
enzym tham gia có thể viết:



~ 75 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
E + S  (ES)  P + E (5-1)

Trong đó : E: enzym; S: chất phản ứng; P: sản phẩm và (ES) là phức chất
trung gian.
Trước khi tạo ra sản phẩm P từ S, phản ứng trải qua hợp chất trung gian
(ES), chính sự có mặt của chất trung gian làm t ăng hoạt tính và độ chọn lọc
của sản phẩm P. Trong cơ thể sống quá trình chuyển hoá từ S đến P được thực
hiện qua nhiều bước và bởi nhiều enzym khác nhau, mỗi loại enzym có hoạt
tính và độ chọn lọc phụ thuộc vào pH và nhiệt độ của môi trường phản ứng.
Hoạt tính của enzym khác nhau khá rõ: có loại một phân tử enzym chuyển
hoá chỉ 100 phân tử cơ chất, có loại tới trên một triệu cơ chất trong một phút.
Tính chọn lọc của enzym phụ thuộc vào sự nhận biết và tạo liên kết ―đúng
chỗ‖ với cơ chất của thành phần protein trong enzym. Mỗi loại enzym hầu như
chỉ có tính chọn lọc cho một phản ứng và vì vậy nó thường mang tên phản ứng
đó; ví dụ oxidases là enzym xúc tác cho phản ứng oxy hoá; cellulases xúc tác
cho phản ứng bẻ mạch cellulose, hydrogenases xúc tác cho phản ứng hydro
hoá.
Để phản ứng sinh hoá xảy ra trong tế bào, ngoài sự có mặt của enzym còn
cần cả năng lượng. Năng lượng sản sinh trong tế bào là do phản ứng oxy hoá
chất hữu cơ, vô cơ (phản ứng dị hoá) hoặc do phản ứng quang hoá (quang
hợp). Năng lượng sinh ra được một số hợp chất hữu cơ hấp thụ và tích trữ
trong tế bào. Chất tích luỹ năng lượng thông dụng nhất là adenosine
triphosphat (ATP), năng lượng tích trữ này được sử dụng để tổng hợp tế bào
mới, vận động, duy trì sự sống của tế bào. Khi nguồn n ăng lượng trong ATP
tiêu thụ hết, hợp chất này chuyển về dạng hợp chất có năng lượng thấp hơn là
adenosine diphosphat (ADP). ADP lại đóng vai trò thu nhận năng lượng và
chuyển về dạng có mức năng lượng cao là ATP.
Đối với vi khuẩn dị dưỡng, chỉ có một phần chất hữu cơ trong nước thải
được chuyển hoá thành sản phẩm cuối cùng và năng lượng sản sinh ra được sử
dụng để tạo ra tế bào mới từ phần chất hữu cơ không tham gia phản ứng. Nếu
nguồn chất hữu cơ trong nước thải không đủ cho cả hai quá trình trên thì tốc
độ tổng hợp tế bào (sinh khối) giảm. Nếu tình trạng này tiếp diễn thì thậm chí
các tế bào sẽ bị chết, bị phân huỷ, chỉ còn lại những thành phần trơ (phân huỷ
bùn). Sự suy giảm sinh khối trên gọi là phân huỷ (hay hô hấp) nội sinh.
Vi khuẩn có kích thước khá lớn so với các phân tử chất hữu cơ, cỡ m, lớn
hơn phân tử hữu cơ bình thường cả ngàn lần. Trong tính toán công nghệ người


~ 76 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
ta cần những công thức hoá học xác định có thể đặc trưng cho thành phần hoá
học của tế bào, hoặc tính theo mật độ sinh khối (tính bằng g chẳng hạn). Thành
phần nguyên tố chính của tế bào là C, O, N, H, các nguyên tố vô cơ với hàm
lượng thấp hơn như P, S, K, Mg, Ca, Fe, Na, các nguyên tố vi lượng như Zn,
Mn, Mo, Se, Co, Cu, Ni, W. [2].
Thành phần hoá học theo nguyên tố của tế bào vi sinh vật tính theo khối
lượng khô được ghi trong bảng 5. 3. [3].

Bảng 5. 3. Thành phần hoá học đặc trưng của tế bào vi sinh (%).

Nguyên tố Khoảng Đại diện Nguyên tố Khoảng Đại diện
C 45 - 55 50 Na 0,5 - 2,0 1
O 16 - 22 20 Ca 0,4 - 0,7 0,5
N 12 - 16 14 Mg 0,4 - 0,7 0,5
H 7 - 10 8 Cl 0,4 - 0,7 0,5
P 2-5 3 Fe 0,1 - 0,4 0,2
S 0,8 - 1,5 1 Khác 0,2 - 0,5 0,3
K 0,8 - 1,5 1


Trong tế bào, nước chiếm khoảng 80%, 20% khối lượng là chất khô, trong
chất khô thành phần hữu cơ chiếm khoảng 90%, còn 10% là các chất vô cơ.
Từ thành phần hoá học ở bảng 5. 3 người ta thành lập công thức hoá học
gần đúng cho tế bào, công thức có dạng (chỉ tính cho thành phần hữu cơ)
C5H7O2N. Công thức trên chỉ ra rằng, hàm lượng carbon chiếm 53%, hàm
lượng nitơ chiếm 12% trong tế bào. Nếu tính cả photpho thì công thức gần
đúng sẽ có dạng C60H87O23N12P.
Để tổng hợp tế bào, ngoài cơ chất là carbon còn cần tới dinh dưỡng (N, P)
và các nguyên tố khác. Khi thiếu dinh dưỡng theo tỉ lệ trong tế bào, quá trình
xử lý nước thải cần được bổ xung thêm, khi thừa cần có các biện pháp xử lý
dinh dưỡng ngoài việc loại bỏ chất hữu cơ (carbon).


Quá trình dị hoá và năng lượng.
5. 2. 2.

Năng lượng sinh ra và tiêu hao do phản ứng sinh hoá là yếu tố quan trọng
hàng đầu của quá trình trao đổi chất. Năng lượng sinh ra do phản ứng hoá học


~ 77 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
trong hệ xử lý nước thải chủ yếu là từ phản ứng oxy hoá và lên men hoặc do
phản ứng quang hoá.
Phản ứng sinh hoá là phản ứng hoá học xảy ra trong tế bào, để phản ứng có
thể xảy ra thì năng lượng tự do Gibbs của phản ứng phải có giá trị âm, tức là
phản ứng toả nhiệt. Đối với phản ứng thu nhiệt thì giá trị năng lượng tự do
Gibbs mang dấu dương, tức là phản ứng ngược lại với phản ứng đang quan sát
và chỉ xảy ra khi được cung cấp năng lượng từ ngoài vào.

Phản ứng dị hoá do oxy hoá.
Phản ứng oxy hoá là phản ứng hóa học có xảy ra quá trình trao - nhận điện
tử, tức là có sự thay đổi hoá trị của nguyên tố tham gia phản ứng. Chất
(nguyên tố) cho điện tử là chất khử, sau phản ứng hoá trị của nó tăng. Chất
nhận điện tử đóng vai trò chất oxy hoá, sau khi nhận điện tử nguyên tố đó sẽ
giảm hoá trị.
Ví dụ nguyên tố carbon (C) trong trong hợp chất hữu cơ có số oxy hoá thấp
(chất khử) phản ứng với oxy phân tử có hoá trị không (0) trong phản ứng cháy
tạo ra khí CO2. Hoá trị của carbon trong khí CO2 là +4 và của oxy là -2. Vậy
nguyên tố carbon trong chất hữu cơ là chất khử, nó bị oxy hoá bởi oxy, còn
oxy phân tử là chất oxy hoá và nó bị khử bởi chất hữu cơ. Ví dụ khác là phản
ứng oxy hoá amoniac với oxy để tạo ra nitrit và nitrat:

NH3 + 1,5O2  NO2- + 2H+ + H2O (5-2)

NO2- + 0,5O2  NO3- (5-3)

Hoá trị của nitơ trong amoniac là -3, trong nitrit và nitrat là +3 và +5, vậy
nitơ đóng vai trò là chất khử, nó cho 6 điện tử trong phản ứng (5-2) và 2 điện
tử trong (5-3).
Phản ứng oxy hoá khử tạo ra năng lượng cho tế bào, quá trình oxy hoá và
khử là hai phản ứng nhưng phải xảy ra đồng thời (cho và nhận điện tử).
Muốn xem một phản ứng oxy hoá có xảy ra và xảy ra có triệt để (thế cân
bằng) hay không thì cần phải đo (tính) năng lượng tự do Gibbs. Để dễ quan
sát, phản ứng oxy hoá khử được viết thành 2 phản ứng riêng biệt: phản ứng
khử và phản ứng oxy hoá, sau đó sẽ tổ hợp lại thành phản ứng oxy hoá khử.
Sử dụng hydro làm chất khử (cho điện tử) ta có:

H2  2H+ + 2e- (5-4)

Sử dụng oxy làm chất nhận điện tử:


~ 78 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
0,5O2 + 2e  O2
- -
(5-5)

Tổ hợp hai phản ứng trên ta có phản ứng oxy hoá khử:

H2  2H+ + 2e-

0,5O2 + 2e-  O2-

H2 + 0,5O2  H2O (5-6)

Phản ứng oxy hoá hay khử riêng rẽ đều có giá trị năng lượng tự do Gibbs
(Go), có thể tra cứu từ tài liệu. Từ cách viết trên và số liệu tra được sẽ cho
phép nhận biết diễn biến của phản ứng. Ví dụ quan sát quá trình oxy hoá của
carbohydrat với oxy:

0,25CH2O+0,25H2O0,25CO2+H++e- Go= 41.84 (5-7)

0,25O2+H++e-0,25H2O Go = -78,14 (5-8)

0,25CH2O+0,25O20,25CO2+0,25H2O Go = -36,30 (5-9)

CH2O+O2CO2 + H2O

Tổng năng lượng tự do Gibbs có giá trị -36,30 kJ/mol, vậy phản ứng chạy
từ trái sang phải và giá trị (tuyệt đối) khá lớn nên cân bằng dịch chuyển mạnh
về phía bên phải. Mức độ triệt để của phản ứng oxy hoá khử phụ thuộc vào thế
oxy hoá khử của phản ứng tổng, tức là khả năng sẵn sàng cho và nhận điện tử
của các thành phần tham gia phản ứng.
Trong xử lý nước thải, vi sinh vật có thể sử dụng nhiều chất oxy hoá (cho
điện tử) vào mục đích chuyển hoá các phản ứng sinh hoá. Các phản ứng khử
các chất oxy hoá thông dụng gồm:

O2 + 4H+ + 4e-  2H2O
* Oxy: (5-10)

* Nitrat: NO3- + 4H+ + 5e-  0,5N2 + 3H2O (5-11)

* Sunfat: SO42- + 8H+ + 8e-  S2- + 4H2O (5-12)

Vi sinh vật hiếu khí chỉ có thể sử dụng được oxy để oxy hoá chất hữu cơ.
Vi sinh vật tuỳ nghi, loại có mặt với số lượng khá đông trong các hệ thống xử
lý nước thải, có thể sử dụng cả oxy lẫn nitrat, nhưng ưu tiên oxy hơn, tức là chỉ
sử dụng đến nitrat khi môi trường sống không có oxy nữa, nói cách khác là
trong môi trường thiếu khí. Vi khuẩn khử sunfat với chất hữu cơ chỉ có thể
phát triển được khi không có oxy.



~ 79 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Oxy hoá một chất hữu cơ có công thức tổng quát CxHyOz với các chất oxy
hoá trong các biểu thức (5-10), (5-11), (5-12) có thể viết như sau:
Oxy hóa chất hữu cơ:

CxHyOz+(2x-z)H2OxCO2+(4x-y-2z)H++ 4x+y-2z)e- (5-13)

Hoặc:

2x  z
1 x
H2O CO2+H++e-(5-14)
CxHyOz+
4x  y  2z 4x  y  2z 4x  y  2z

Sử dụng oxy làm chất oxy hoá (hiếu khí) thì phối hợp giữa biểu thức (5-10)
và (5-14):

CxHyOz + 0,25(4x+y–2z)O2  xCO2 + 0,5yH2O (5-15)

Phản ứng oxy hoá khử liên quan đến quá trình cho và nhận điện tử tính theo
đương lượng, trong thực tiễn thường tính theo khối lượng của chất oxy hoá
hoặc khử. Có thể tính tương đương như sau: để có được 1 mol điện tử cần: 8g
O2 (32/4), 2,8g N trong nitrat (14/5) và 4 g S (32/8). Theo định nghĩa 1g oxy
sẽ oxy hoá được 1g COD, vậy để oxy hoá 1 g COD cần 0,35g N trong nitrat
(2,8/8) hoặc 0,5 g S trong sunfat (4/8).
Năng lượng thu được từ quá trình oxy hoá các chất hữu cơ khác nhau sẽ
khác nhau; kể cả tính theo chỉ tiêu khác nhau (mol, COD, TOC).
Bảng 5. 4 ghi một số giá trị năng lượng thu được từ phản ứng oxy hoá một
số chất hữu cơ.
Giá trị năng lượng tính theo mol của các hợp chất hữu cơ lệch nhau rất
nhiều nhưng nếu tính theo COD thì hầu như không đổi, giá trị trung bình là
13,8 KJ/g COD ± 10% trừ hai hợp chất đứng ở đầu và cuối bảng.

Bảng 5. 4. Năng lượng của phản ứng oxy hoá chất hữu cơ [4].

Hợp chất Công thức hoá học Năng lượng
KJ/mol KJ/g COD KJ/g TOC
Axit oxalic C2H2O4 342 22,9 14,4
Axit formic CH2O2 284 17,9 23,8
Axit citric C6H8O7 3828 15,0 29,9
Glucose C6H12O6 2810 14,9 39,8
Axit lactic C3H6O3 1362 14,2 37,8



~ 80 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Axit acetic C2H4O4 865 13,5 36,0
Glycerin C2H2O2 1617 14,4 39,3
Phenol C6H6O 3022 13,5 42,2
Etylen glycol C2H6O2 1174 14,7 48,9
Benzen C6H6 3180 13,3 44,1
Aceton C3H6O 1714 13,4 50,9
Axit palmitic C16H32O2 9731 13,3 50,9
Cyclohexan C6H12 3766 13,0 52,1
Ethylen C2H4 1312 13,7 54,4
Ethanol C2H6O 1304 13,6 54,2
Methanol CH4O 689 14,8 57,5
Etan C2H6 1437 12,8 59,9
Metan CH4 798 12,5 63,4


Không chỉ sử dụng chất hữu cơ để tạo ra năng lượng thông qua phản ứng
với chất oxy hoá (O2, NO3-, SO42-), loại vi sinh tự dưỡng hoá năng vô cơ còn
sử dụng các nguyên liệu vô cơ khác như NH3, H2, H2S để sản xuất năng lượng
thông qua phản ứng oxy hóa khử.
Trong hệ thống xử lý nước thải xảy ra đồng thời nhiều loại phản ứng oxy
hoá khử song song với quá trình tổng hợp tế bào vi sinh vật. Trên cơ sở phản
ứng oxy hoá khử riêng rẽ và năng lượng tự do người ta có thể tính được các
phản ứng trong một hệ vi sinh, kể cả quá trình tổng hợp tế bào, điều đó giúp
ích rất nhiều cho nghiên cứu các quá trình chuyển hoá sinh hoá. [1, 5, 6]
Theo Mc Carty [5], một phản ứng sinh hoá trên cơ sở oxy hoá khử có thể
viết:
R = fs. Rs + fa. Ra - Rd (5-15)

Trong đó R là phản ứng tổng thể của một quá trình sinh hóa; Rs là phản ứng
tổng hợp tế bào, Ra là phản ứng nhận điện tử; Rd là phản ứng cho điện tử; fs là
tỉ lệ của điện tử giành cho tổng hợp tế bào, fa là tỉ lệ điện tử giành cho năng
lượng, fs + fa = 1.
Dấu trừ trong biểu thức (5-15) mang ý nghĩa: phương trình hoá học cho
điện tử trong bảng 5-5 phải được đảo vế khi kết hợp với các phương trình phản
ứng khác. Giá trị fs thay đổi theo dạng của chất cho điện tử, phản ứng cụ thể
(ví dụ loại tự dưỡng hay dị dưỡng) và bản chất của chất nhận điện tử. Ví dụ
giá trị fs của phản ứng giữa carbohydrat (chất cho điện tử) với oxy (chất nhận

~ 81 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
điện tử) có giá trị từ 0,6 đến 0,72. Phản ứng riêng rẽ: khử, oxy hoá và tổng hợp
tế bào của hệ phản ứng sinh hoá thường gặp trong xử lý nước thải được ghi
trong bảng 5. 5.

Bảng 5. 5. Phản ứng thành phần trong hệ sinh hoá.

Phản ứng thành phần Năng lượng
STT
tự do,
KJ/mol
Phản ứng tổng hợp tế bào (Rs)

Sử dụng amoniac làm nguồn nitơ
1

1 1 1 1 9
NH4++H++e-
HCO3-+
CO2+ C5H7O2N+ H2O
5
5 20 20 20
Sử dụng nitrat làm nguồn nitơ
2

1 5 29 + - 1 11
H +e 
NO3-+ CO2+ C5H7O2N+ H2O
28 28 28 28 28
Phản ứng nhận điện tử (khử) của các chất oxy hoá (Ra)
3 Oxy
1 1
O2 + H+ + e- = -78,14
H2O
4 2
4 Nitrat

1 6 1 5
NO3- + H+ + e- = -71,67
N2 + H2O
5 5 10 3
5 Sunfat

1 19 1 1 1
SO42-+ H++e-= H2S+ HS-+ H2O 21,27
8 16 16 16 2
6 Carbon dioxit (metan hoá do lên men)

1 1 1
CO2 + H+ + e- = CH4 + H2O 24,11
8 8 4
Phản ứng cho điện tử (oxy hoá) của các chất khử (Rd)

Chất khử hữu cơ (phản ứng dị dưỡng)
Nước thải sinh hoạt
7




~ 82 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
9 1 1 1 9 31,80
HCO3-+H++e-
NH4++
CO2+ C10H19O3N+ H2O
25
50 50 50 50
Protein (axit amin, protein, hữu cơ chứa nitơ)
8

8 2 31 + - 1 27 32,22
H +e 
NH4++
CO2+ C16H24O5N+ H2O
66 66
33 33 33
Carbonhydrat (cellulose, tinh bột, đường)
9

1 1 1
CO2 + H+ + e- = 41,84
CH2O + H2O
4 4 4
Dầu, mỡ
10

4 1 15
CO2 + H+ + e- = 27,61
C8H16O + H2O
46 46
23
11 Metanol

1 1 1
CO2 + H+ + e- = 37,51
CH3OH + H2O
6 6 6
Chất khử vô cơ (phản ứng tự dưỡng)
Fe3+ + e- = Fe2+
12 -74,40
1 1 1
NO3- + H+ + e- = NO2- + H2O
13 -40,15
2 2 2
1 5 1 3
NO3- + H+ + e- = NH4+ + H2O
14 -34,50
8 4 4 8
1 4 1 1
NO2- + H+ + e- = NH4+ + H2O
15 -32,62
6 3 6 3
1 4 1 3
SO42- + H+ + e- =
16 19,48
S + H 2O
6 3 6 2
1 19 1 1 1
SO42-+ H+ +e-= H2S+ HS-+ H2O
17 21,28
8 16 16 16 2
1 5 1 5
SO42- + H+ + e- = S2O32- + H2O
18 21,30
4 4 8 8
1
H+ + e- =
19 40,46
H2
2
1
SO42- + H+ + e- = SO32- + H2O
20 44,33
2
Sử dụng bảng 5. 5 và biểu thức (5-15) có thể đánh giá một phản ứng sinh
hoá trong xử lý nước thải (tất nhiên là sơ bộ, mang tính chất định tính).



~ 83 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Ví dụ: xác định hiệu suất hình thành sinh khối (lượng tế bào vi sinh hình
thành trong quá trình xử lý) trong phản ứng oxy hoá glucose (carbohydrat).
Giả thiết là sử dụng oxy làm chất oxy hoá, amoniac là nguồn nitơ cho tổng
hợp tế bào và fs có giá trị là 0,7.
Bài toán được giải như sau:
R = fs. Rs + fa. Ra - Rd = 0,7Rs + 0,3Ra - Rd (5-16)

Phản ứng Rs, Ra, Rd tương ứng với các phản ứng có số thứ tự 1, 3 và 9
trong bảng 5. 5.
0,7Rs=0,14CO2+0,035HCO3-+0,035NH4++0,7H++0,7e-
=0,035C5H7O2N+0,31H2O
0,3Ra=0,075O2+0,3H++0,3e- = 0,15H2O
= 0,25 CH2O + 0,25 H2O = 0,25 CO2 + H+ + e-
-Rd
R = 0,25 CH2O + 0,035 HCO3-+ 0,035 NH4+ + 0,075 O2
= 0,11CO2+0,035C5H7O2N+0,21H2O (5-17)
Biểu thức (5-17) chính là quá trình sinh hoá khi oxy hoá CH2O với oxy để
hình thành sản phẩm tế bào vi sinh (C5H7O2N) và các sản phẩm bền là CO2 và
H2O. Trong quá trình phản ứng, khối lượng của carbohydrat, CH2O, đã tiêu
thụ là 7,5 g (0,25 mol x 30 g/mol), lượng tế bào hình thành là 3,96 g (0,035
mol x 113 g/mol). Vậy hiệu suất hình thành tế bào là 53% (3,96/7,5).
Năng lượng tự do Gibbs của phản ứng nhận điện tử (3) là -78,14, của phản
ứng cho điện tử (9) là 41,84, vậy năng lượng tổng của phản ứng oxy hoá khử
là -36,3 KJ/mol. Cân bằng hoá học (hoàn toàn có thể tính được hằng số cân
bằng) của phản ứng (5-17) lệch về phía phải.


Phản ứng dị hoá do lên men.
Năng lượng cũng có thể thu được qua quá trình lên men chất hữu cơ, xảy ra
không cần tới chất oxy hoá. Khác với phản ứng oxy hoá, trong quá trình lên
men không có sự dịch chuyển điện tử giữa các cấu tử tham gia phản ứng. Phân
huỷ yếm khí nước thải, bùn thải là quá trình lên men được chú ý đặc biệt trong
công nghệ xử lý nước thải. Sản phẩm của quá trình là khí metan, hợp chất mà
carbon trong đó có hoá trị thấp nhất trong hợp chất hữu cơ, metan là sản phẩm
cuối cùng của một quá trình nối tiếp nhau. Cùng với metan, sản phẩm khác là
CO2 cũng hình thành, carbon trong CO2 có hoá trị cao nhất (+ 4). Quá trình lên
men một chất hữu cơ CxHyOz có thể viết:


~ 84 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
CxHyOz+(x-y/4-z/2)H2O(x/2-y/8+z/4)CO2+(x/2-y/8+z/4)CH4 (5-18)

Cả hai sản phẩm khí đều tự động thoát ra khỏi môi trường nước và gọi là
khí biogas.
Quá trình lên men có đặc trưng nổi bật là quá trình chuyển hoá nội bộ của
điện tử trong chất hữu cơ; một cách hình ảnh thô thiển có thể cho rằng số điện
tử của phân tử hữu cơ được ―gom‖ lại trong phân tử metan (C hoá trị - 4), do
bị mất đi nên carbon trong khí CO2 có hoá trị + 4. Vì không xảy ra quá trình
oxy hoá nên giá trị COD của lượng metan (4 g COD/g CH4) sinh ra đúng bằng
giá trị COD của nguyên liệu chất hữu cơ. Ví dụ lên men 10 g đường sinh ra
một lượng metan nào đó; giá trị COD của metan thu được chính bằng giá trị
COD của 10 g đường.
Năng lượng thu được từ quá trình lên men thấp hơn nhiều so với năng
lượng của phản ứng oxy hoá khử. Để so sánh, ta sẽ chọn một ví dụ là oxy hoá
axit axetic và phản ứng lên men chính nó. Từ bảng 4. 3 cho biết năng lượng
của quá trình oxy hoá với oxy có giá trị 865 KJ/mol:

C2H4O2 + 2 O2  2 CO2 + 2 H2O + 865 KJ/mol (5-19)

Quá trình lên men toả ra năng lượng E:

C2H4O2  CH4 + CO2 + E (5-20)

Năng lượng E có thể tính như sau: năng lượng oxy hoá metan có giá trị 798
KJ/mol (bảng 4. 3) từ phản ứng:

CH4 + 2 O2  CO2 + H2O + 798 KJ/mol (5-21)

Tổ hợp (5-20) và (5-21) ta có:

E + 798 KJ/mol = 865 KJ/mol, E = 67 KJ/mol.
So với phản ứng oxy hoá, năng lượng thu được từ lên men chỉ bằng khoảng
8% của cùng chất hữu cơ, điều này giải thích vì sao quá trình xử lý yếm khí
chậm, hiệu suất hình thành sinh khối thấp hơn nhiều so với xử lý hiếu khí và vì
vậy vi sinh vật yếm khí hoạt động có hiệu quả trong vùng nhiệt độ cao. Năng
lượng tỏa ra thấp, phần còn lại 92% nằm dưới dạng hoá năng trong phân tử
metan và vì vậy nó là nguồn nhiên liệu.
Nhìn chung trong quá trình xử lý yếm khí các chất hữu cơ, năng lượng sinh
ra chỉ bằng khoảng 10% so với xử lý hiếu khí, 90% còn lại nằm trong khí
metan dưới dạng hoá năng.



~ 85 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Quá trình đồng hoá và tạo thành sinh khối.
5. 2. 3.

Vi sinh vật sử dụng chất hữu cơ để tạo ra tế bào, thực hiện các phản ứng
sinh hoá từ các chất hữu cơ để lấy năng lượng duy trì hoạt động sống và phát
triển. Song song với sinh sản và phát triển đồng thời xảy ra quá trình phân huỷ
tế bào vi sinh vật - phân huỷ nội sinh, sản phẩm phân huỷ lại được vi sinh vật
sống sử dụng cho quá trình đồng hoá và dị hoá. Quá trình trên có thể mô tả qua
sơ đồ sau [4]:


Cả quá trình đồng hoá và dị hoá về nguyên tắc đều có thể định lượng được:
đồng hoá làm tăng mật độ vi sinh, có thể xác định theo nhiều phương pháp
như xác định khối lượng, đánh giá mật độ tế bào. Quá trình dị hoá có thể đánh
giá thông qua lượng chất oxy hoá được tiêu thụ hoặc sản phẩm metan hình
thành. Tổng hợp quá trình đồng hoá, dị hoá có thể xác định qua mức độ suy
giảm nồng độ cơ chất.


Tế bào mới
Đồng
hóa pY
Vật liệu: cơ chất,
dinh dướng, yếu
tố khác
Dị hóa

1-pY
Sản phẩm+năng lượng

Phân hủy nội sinh

Hình 1. Sơ đồ trao đổi chất của vi sinh vật


Giữa lượng sinh khối (tế bào) tạo thành và lượng cơ chất tiêu hao (ví dụ
COD) có tồn tại mối quan hệ tỉ lệ thuận: cơ chất được sử dụng nhiều thì lượng
sinh khối tạo thành lớn. Nếu gọi Xv là mật độ sinh khối đo theo lượng chất hữu
cơ bay hơi (volatile solid VSS, chất hữu cơ trong sinh khối đốt cháy ở nhiệt độ
500 - 550oC) và S là nồng độ của cơ chất, ta sẽ có mối quan hệ:



~ 86 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Y = - dXv/dS (5-22)
Y gọi là hiệu suất hình thành sinh khối. Giá trị Y thay đổi không đáng kể
đối với phần lớn các chất hữu cơ, nhưng khác biệt đáng kể đối với các phản
ứng dị hóa có bản chất khác nhau. Năng lượng sinh ra từ phản ứng dị hoá trên
cơ sở oxy hoá với oxy hoặc nitrat cao hơn nhiều so với dị hoá lên men. Do vậy
lượng sinh khối tạo thành từ cơ chất đã tiêu hao trong trường hợp đầu lớn hơn
nhiều. Sử dụng oxy hoặc nitrat làm chất oxy hoá (chất nhận điện tử), trị số của
Y là khoảng 0,45 gVSS/g COD. Trong quá trình lên men yếm khí, giá trị của
Y nhỏ hơn rõ rệt và trong chừng mực nào đó bị ảnh hưởng bởi bản chất của cơ
chất. Hiệu suất sinh khối của vi sinh tạo metan chỉ nằm trong khong 0,02 -
0,03 g VSS/ g COD [7]. Bởi lý do đó nên tốc độ phát triển vi sinh trong hệ xử
lý nước thải theo phương pháp hiếu khí (bùn hoạt tính) nhanh hơn rất nhiều so
với xử lý yếm khí.
Giá trị Y chưa đủ để đánh giá phần chất hữu cơ đã tiêu hao cho quá trình
tạo thành sinh khối. Để đạt mục đích cần phải biết được trị số COD tương ứng
với một đơn vị khối lượng của sinh khối tính theo lượng chất hữu cơ bay hơi
VSS. Giá trị này được xác định bằng thực nghiệm, bằng cách đo COD và VSS
của sinh khối. Theo số liệu của nhiều tác giả, giá trị p (tỉ lệ g COD/g VSS)
nằm trong khoảng 1,42 đến 1,51, giá trị thường gặp nhất là 1,47 - 1,48. [4].
Giá trị p có ý nghĩa là lượng chất hữu cơ trong sinh khối nếu tính theo COD
thì bằng 1,48, tính theo VSS thì bằng 1,0 đơn vị.
Trong quá trình xử lý hiếu khí với Y = 0,45; 1 kg COD bị tiêu hao sẽ thu
được 0,45 kg sinh khối tính theo VSS và tính theo COD sẽ là pY = 1,48x0,45
= 0,67 kg. Lượng chất hữu cơ còn lại là 1 - pY = 0,33 kg là lượng chất hữu cơ
tham gia quá trình dị hoá, là lượng chất bị oxy hoá để tạo ra năng lượng và cần
một lượng oxy là (1 - pY) kg O2. Từ số liệu trên có thể kết luận sơ bộ là trong
quá trình trao đổi chất do oxy hoá (dị hoá do oxy hoá) một phần ba lượng cơ
chất được sử dụng cho quá trình dị hoá, hai phần ba được sử dụng cho quá
trình đồng hoá.
Trong trường hợp xử lý yếm khí, giá trị Y đối với vi khuẩn sinh metan
trong xử lý nước thải là 0,02 - 0,03, 1kg COD tiêu thụ sẽ hình thành 30 g sinh
khối tính theo VSS hay 45 g tính theo COD, tỷ lệ này thấp, chiếm 4,5%.
Lượng COD còn lại là 95,5% chuyển hoá hầu hết thành metan.
Trong sơ đồ quá trình trao đổi chất có chứa đựng quá trình vi sinh tự phân
huỷ do già cỗi và hết sức sống. Một phần vật chất của tế bào chết có khả năng


~ 87 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
sinh huỷ trở thành nguyên liệu cho quá trình trao đổi chất tiếp theo. Trao đổi
chất do oxy hoá tế bào được gọi là hô hấp nội sinh nhằm phân biệt với oxy hoá
chất hữu cơ từ ngoài (nước thải) gọi là oxy hoá ngoại sinh. Một phần vật chất
của tế bào chết chuyển hoá thành dạng vật chất trơ không có khả năng sinh
huỷ hoặc rất khó sinh huỷ; chất này sẽ tích luỹ trong hệ thống xử lý nước thải
dưới dạng bùn dư.
Tốc độ phân huỷ vi sinh trong điều kiện hiếu khí và thiếu khí lớn hơn nhiều
so với môi trường yếm khí. Thí nghiệm đánh giá tốc độ phân huỷ vi sinh vật
hiếu khí cho thấy, quá trình phân huỷ tuân theo phản ứng bậc một:

dX
= - kX (5-23)
dt
X: nồng độ vi sinh vật tại thời điểm t, k là hằng số tốc độ của phản ứng
phân huỷ.
Phương trình (5-23) được viết dưới dạng tường minh với các điều kiện ban
đầu thích hợp:
Xt = Xo. exp(-kt) (5-24)

Xt, Xo là mật độ vi sinh vật tại thời điểm t và t=0. k có giá trị khoảng 0,01 h-
1
tại 20oC. Mức suy giảm nồng độ vi sinh tuân theo qui luật hàm mũ. Từ các số
liệu trên có thể tính lượng vi sinh vật còn lại tại bất cứ thời điểm t nào đó. Với
giá trị k = 0,01 h-1 thì mức độ giảm vi sinh là khoảng 1% trong một giờ. Khi
không được cung cấp thức ăn hoặc điều kiện duy trì sống, sau thời gian
khoảng 2 tuần lễ, vi sinh sống sót được chỉ còn 3 - 4% so với lúc đầu. Từ đó
suy ra rằng hoạt tính của vi sinh hiếu khí giảm nhanh khi không cung cấp đủ
điều kiện sống cho chúng và quá trình phân huỷ bùn thải từ bể lắng thứ cấp
trong điều kiện hiếu khí xảy ra nhanh.
Ngược lại, tốc độ phân huỷ vi sinh dưới điều kiện yếm khí (ủ bùn yếm khí)
xảy ra rất chậm, đặc biệt dưới điều kiện nhiệt độ thấp. Vì vậy hoạt tính vi sinh
có thể duy trì trong thời gian dài, tới cả năm trong điều kiện không có thức ăn,
thích hợp với loại nước thải hoạt động theo mùa vụ.




~ 88 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Động học quá trình xử lý nước thải bằng
6 phương pháp vi sinh.



Các quá trình động học cơ sở.
6. 1.

Các hiện tượng, mối liên hệ giữa các phản ứng hóa học, phản ứng sinh hóa;
hoạt tính của vi sinh liên quan đến các quá trình đồng hóa, dị hóa trong mối
tương quan với quá trình sản xuất năng lượng, tổng hợp tế bào được trình bày
trong phần 5 là hiện tượng ở trạng thái cân bằng, không bao hàm yếu tố thời
gian, tức là thời gian để xảy ra các hiện tượng đó là đủ dài để thiết lập được
trạng thái cân bằng.
Trong thực tế yếu tố tốc độ của một quá trình nào đó đôi khi đóng vai trò
―nặng cân‖ hơn hoặc mang tính chất quyết định khi xét về phương diện kỹ
thuật và hiệu quả kinh tế.
Nghiên cứu tốc độ diễn biến một quá trình là tìm các tương quan, các yếu tố
kìm hãm hay thúc đẩy quá trình đó, thông qua đó để đánh giá cơ chế của quá
trình. Tuy nhiên, quan trọng hơn cả là các nghiên cứu động học cho phép thu
thập các số liệu đặc trưng (hằng số tốc độ, hệ số tương quan, thông số ảnh
hưởng) của một quá trình để từ đó thiết kế các sơ đồ công nghệ có thể triển
khai trong thực tiễn sản xuất.
Diễn biến của một quá trình xử lý nước thải rất phức tạp do trong đó xảy ra
đồng thời nhiều quá trình khác nhau: diễn biến của tập đoàn vi sinh vật, diễn
biến của các phản ứng hóa học và sự ràng buộc giữa hai quá trình trên.
Vi sinh vật là dạng cơ thể sống trải qua các giai đoạn: sinh ra, lớn lên và
chết đi. Để sinh sản và phát triển chúng cần có nguồn cơ chất, chất dinh dưỡng
(có sẵn trong nước thải hoặc bổ sung thêm) cùng một loạt các điều kiện khác
từ môi trường. Chủng loại vi sinh vật rất đa dạng, tồn tại và phát triển theo
nhiều phương thức khác nhau, do đó đòi hỏi các điều kiện cũng khác nhau mặc
dù cùng tồn tại trong một hệ.


Sự phát triển của vi sinh vật.
6. 1. 1.




~ 89 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Phương thức sinh trưởng chủ yếu của vi sinh vật là tự nhân đôi tế bào, từ
một tế bào nhân thành hai trong một thời gian nhất định. Thời gian để nhân đôi
tế bào được gọi là thời gian sinh trưởng, có giá trị khác nhau đối với từng
chủng loại, biến động từ 20 phút đến nhiều ngày. Giả sử một loại vi khuẩn có
thời gian sinh trưởng là 30 phút, trong điều kiện không bị hạn chế bởi bất kỳ
yếu tố cần thiết nào sẽ sản sinh ra 16.772.216 tế bào trong thời gian 12 giờ [1].
Trong môi trường nuôi cấy tĩnh, số lượng vi khuẩn sống có thể đếm được
theo thời gian có diễn biến như sau:
- Trong giai đoạn ngắn ban đầu, số lượng vi sinh vật tăng trưởng rất chậm
chạp do chúng cần phải thích nghi với môi trường mới.
- Giai đoạn phát triển ồ ạt tương ứng với thời gian sinh trưởng.
- Giai đoạn phát triển ổn định, số lượng vi sinh sống không thay đổi theo thời
gian do hạn chế về điều kiện dinh dưỡng (đã bị tiêu hao trước đó) và hao hụt
do bị chếr của vi sinh vật có tuổi cao. Tốc độ sinh trưởng và hao hụt ngang
nhau.
- Giai đoạn suy thoái biểu hiện sự sụt giảm số lượng vi sinh sống so với giai
đoạn ổn định. Quá trình suy giảm xảy ra lớn hơn quá trình sinh trưởng. Tốc
độ suy giảm phụ thuộc vào mật độ vi sinh và điều kiện môi trường.
Trong công nghệ xử lý nước thải, mật độ vi sinh hoặc số lượng vi sinh
không được xác định theo phương pháp đếm mà thường được định lượng bằng
phương pháp đo khối lượng, trong đó bao gồm cả khối lượng của vi sinh đã
chết và các tạp chất khác. Quan sát sự phát triển sinh khối theo thời gian cũng
có thể nhận biết bốn giai đoạn tiến triển:
- Giai đoạn thích nghi với môi trường sống, sinh khối tăng chậm nhưng với
chu kỳ ngắn hơn so với phương pháp quan sát số lượng do tăng trưởng cả về
kích thước của từng cá thể lẫn số lượng.
- Giai đoạn phát triển ồ ạt liên quan chặt chẽ điều kiện dư thừa dinh dưỡng của
môi trường, tốc độ tăng trưởng phụ thuộc vào khả năng trao đổi chất của vi
sinh vật.
- Giai đoạn suy giảm thể hiện ở khối lượng vi sinh giảm, chủ yếu là do thiếu
điều kiện dinh dưỡng.
- Giai đoạn phân hủy nội sinh xảy ra khi nguồn dinh dưỡng cạn kiệt, vi sinh
vật khi đó tồn tại trên cơ sở sử dụng chất nguyên sinh của chính chúng mà
không được bù đắp lại. Trong giai đoạn này có thể xảy ra hiện tượng phân



~ 90 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
hủy vi sinh, chất dinh dưỡng từ các tế bào chết được thải ra môi trường để
nuôi dưỡng vi sinh đang còn sống.
Sự phát triển và phân hủy vi sinh vật theo thời gian có thể mô tả theo một
quy luật động học nào đó [1, 2, 3] nhưng phổ biến hơn cả là sử dụng mô hình
động học Monod. Mô hình động học Monod cũng chính là nền tảng để xây
dựng các mô hình xử lý bùn hoạt tính hiện đại như ASM1, ASM2, ASM2d,
ASM3 của nhóm khoa học quốc tế về mô hình hóa hệ thống xử lý nước thải
bằng phương pháp sinh học [4]. Tuy vậy cũng cần phải nhìn nhận rằng tất cả
các mô hình động học đều có những hạn chế nhất định về tính ổn định và phổ
quát so với các quá trình hóa học hay vật lý bởi sự tương tác đồng thời của
nhiều yếu tố xảy ra trong hệ [4].
Gọi X là nồng độ hay mật độ sinh vật trong một hệ xử lý tĩnh hay động
(liên tục), tốc độ sinh trưởng vi sinh (tế bào) vg được định nghĩa và có dạng:

dX
 .X
vg = (6-1)
dt
Từ (6-1) cho thấy, tốc độ tăng trưởng mật độ vi sinh tỉ lệ thuận với chính
mật độ hiện có của chúng trong hệ.  là hệ số tương quan đặc trưng cho từng
chủng loại vi sinh, loại phát triển nhanh thì giá trị của  lớn và ngược lại. 
được coi là hằng số phát triển riêng. Đơn vị đo của [vg] = g. l-1. d-1, [] = d-1 và
của [X] = g. l-1 (d là đơn vị thời gian đo theo ngày hoặc đo theo giờ (h) hoặc
phút (min)).
Trong một hệ xử lý, nhu cầu về vật chất để vi sinh vật phát triển phù hợp
với biểu thức (6-1) rất ít khi được thỏa mãn. Khi mà một trong những nhu cầu
chính không đáp ứng được thì tốc độ sinh trưởng sẽ giảm. Mức độ suy giảm
được qui về cho sự biến đổi giá trị hằng số phát triển riêng . Theo Monod, 
có thể được tính toán theo:

S
 = m. (6-2)
KS  S

m là hằng số phát triển riêng cực đại, nó chính là giá trị  khi mọi điều
kiện về nhu cầu của vi sinh vật được đáp ứng đầy đủ. S là nồng độ của các yếu
tố chính liên quan đến sự phát triển của vi sinh vật, ví dụ BOD, NH3, O2. Ks là
hằng số bán bão hòa, nó chính bằng S mà tại đó  = 0,5m. Phương trình (6-2)
được thể hiện trên hình 6. 1.



~ 91 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Từ hình 6.1 cho thấy khi nồng độ của S thỏa mãn, tốc độ phát triển của vi
sinh vật đạt mức tối đa, giảm khi S giảm.



m



0,5




Ks S

Hình 6. 1. Tốc độ phát triển của vi sinh vật phụ thuộc vào nồng độ cơ chất.


Tại điểm S = Ks thì  = 0,5m, tốc độ phát triển chỉ bằng 50%. Ks thay đổi
đối với từng loại cơ chất S, từng loại vi sinh cũng như các thông số quá trình
như pH, nhiệt độ.

Ví dụ đối với loại vi sinh dị dưỡng xử lý BOD tại 20oC, KBOD = 60
mgBOD/l, tại 15oC có giá trị là 39 mg BOD/l. Đối với loại vi sinh tự dưỡng
Nitrosomonas oxy hóa amoni thì các giá trị tương ứng KN là 0,74 mgN/l và
0,39mgN/l. Oxy hòa tan, DO cũng là yếu tố ảnh hưởng đến tốc độ phát triển
của vi sinh vật. Đối với Nitrosomonas giá trị KDO là 1 mgO2/l, giá trị đó là sự
thừa nhận vi sinh vật trên phát triển ở mức tối đa về phương diện oxy hòa tan
là 2 mg/l. [5].


Kết hợp hai phương trình (6-1), (6-2) ta có:

 m . X .S
vg = (6-3)
Ks  S

Phương trình (6-1) thật ra là trường hợp riêng của (6-3) khi nồng độ của
một cơ chất (chất cơ bản xây dựng tế bào) S>>Ks, khi đó   m.
Tương quan dạng động học Monod không chỉ áp dụng cho sự hạn chế của
một loại cơ chất mà còn áp dụng cho trường hợp hai hoặc nhiều cơ chất thiếu



~ 92 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
đồng thời. Ví dụ đối với chủng vi sinh Nitrosomonas, cơ chất hạn chế đồng
thời là DO và amoni, khi đó:

 S N   DO 
 = m.  .  (6-4)
 S N  K N   DO  K DO 

SN là nồng độ amoni, DO là oxy hòa tan, KN, KDO là hằng số bán bão hòa
của amoni và DO.


Quan hệ giữa vi sinh vật và cơ chất trong hệ.
6. 1. 2.

Vi sinh vật phát triển được trên cơ sở tiêu hao một lượng vật chất,
chủng loại vật chất mà nó cần rất đa dạng, tương ứng với các thành phần hóa
học trong tế bào (xem bảng 5-2). Tuy vậy khi nghiên cứu động học người ta
thường chỉ tập trung vào một số lượng giới hạn các đối tượng. Đối tượng hoặc
những đối tượng được quan tâm gọi là cơ chất.
Cơ chất được vi sinh vật sử dụng để tổng hợp tế bào, còn một phần tham
gia phản ứng hóa học (sinh hóa) để tạo ra năng lượng (xem phần 5. 2.2).
Hiển nhiên, số lượng tế bào vi sinh tạo thành tương ứng với sự hao hụt, suy
giảm của cơ chất trong hệ.
Gọi tốc độ suy giảm cơ chất là vsu (tốc độ giảm nồng độ cơ chất trên một
đơn vị thời gian, trong một đơn vị thể tích) ta có:
vg = -Y. vsu (6-5)

Y là 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 (g/g). Dấu (-) chỉ hai quá
trình ngược nhau: sinh khối tạo thành và cơ chất suy giảm. Hiệu suất sinh khối
Y phụ thuộc vào chủng loại vi sinh hiện hữu và bản chất của cơ chất (xem 5.
2. 3)
Mục tiêu xử lý nước thải là làm giảm nồng độ chất gây ô nhiễm, tức là giảm
nồng độ cơ chất, vì vậy tốc độ giảm cơ chất là đối tượng quan tâm đầu tiên.
Kết hợp các phương trình (6-3), (6-5) ta được:

 m . X .S
vsu =  (6-6)
Y (K s  S )

Từ (6-6) cho thấy tốc độ suy giảm cơ chất tỉ lệ thuận với mật độ vi sinh (X),
với nồng độ cơ chất (S) với hoạt tính (khả năng xử lý) của vi sinh vật m và


~ 93 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
hiệu suất sinh khối Y. Do liên quan đến hoạt tính của vi sinh vật, hai đại lượng
m và Y được kết hợp với nhau theo định nghĩa:

k = m/Y (6-7)

k được gọi là hệ số tiêu thụ cơ chất riêng của một chủng loại vi sinh nào đó,
tức là khả năng tiêu thụ cơ chất trên một đơn vị sinh khối hình thành [d-1]. Khi
đó:

k . X .S
vsu =  (6-8)
Ks  S


Quá trình phân hủy nội sinh.
6. 1. 3.

Tập đoàn vi sinh trong hệ xử lý nước thải có tuổi khác nhau, loại tuổi cao sẽ
suy thoái, chết và bị phân hủy. Các phương trình ở phần trên chỉ mô tả quá
trình phát triển mang tính chất tổng số chứ không phải là số liệu thực có thể
―cân đong‖ được vì chưa chú ý tới hiệu ứng giảm đi của chúng. Sự suy giảm
(tự nhiên) do các quá trình sinh hóa (không phải do vận hành chủ động như
thải bớt ra khỏi hệ thống) được gọi là quá trình phân hủy nội sinh. Tốc độ phân
hủy nội sinh vp được mô tả:
vp = -kp.X (6-9)

X là nồng độ vi sinh, kp là hằng số phân hủy nội sinh [d-1].
Tốc độ tăng trưởng sinh khối thực vg’ chính là lượng tổng sinh ra trừ đi
lượng sinh khối bị phân hủy nội sinh.

 m . X .S
vg’ = vg + vp = - kp.X (6-10)
Ks  S

hay
vg’ = - Y.vsu - kp.X (6-11)

Hằng số phát triển riêng thực, ’ có dạng:

S
’ = m. - kp (6-12)
Ks  S

Hiệu suất sinh khối thực Y’ được tính:




~ 94 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
,
v
Y’ = 
g
(6-13)
v su

Về nguyên tắc có thể tích phân phương trình (6-8), (6-11) để tìm mối tương
quan giữa diễn biến nồng độ cơ chất trong hệ theo thời gian phụ thuộc vào các
thông số động học (k, Ks, kp) [6]. Ví dụ từ phương trình (6-8) ta có:

dS k . X .S

vsu = (6-14)
KS  S
dt

Tích phân (6-14) với điều kiện ban đầu t=0, S=So và với giả thiết mật độ vi
sinh trong suốt thời gian phản ứng không đổi (X=hằng số) ta có:
Ks ln(So/S) + So - S = k.X.t (6-15)

Do KsC). Phương trình thăng bằng chất
trong bình phản ứng được thiết lập trên cơ sở:
Biến động lượng chất trong bình = Tăng lượng chất do đầu vào - giảm
lượng chất do đầu ra - giảm do phản ứng tiêu thụ.

dC
.V  Q.Co  Q.C  vi .V (7-8)
dt
Giả thiết phản ứng xảy ra theo bậc 1, vi = -k.C, (7-8) trở thành:




~ 107 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
dC Q
  .C  .Co (7-9)
dt V

Với   k + Q/V
Phương trình vi phân bậc 1 (7-9) có thể giải theo phương pháp tổng quát và
lời giải có dạng [3]:

Co .Q
(1  e   .t )  Co .e   .t
C (7-10)
V .

So với phương trình (7-3) với cùng đặc trưng về mặt động học, mối quan hệ
giữa C = f(t) phức tạp hơn nhiều, gây ra bởi tính liên tục của quá trình phản
ứng.
Giá trị Q/V chính là nghịch đảo của thời gian lưu thủy lực (xem biểu thức
(6-25)) -1. có thể coi là hằng số tốc độ của quá trình phản ứng liên tục, là
tổng của hằng số tốc độ phản ứng k và nghịch đảo thời gian lưu thủy lực. Biểu
thức (7-10) trở thành:

 
Co . 1 1 1
1  e ( k ).t  Co .e ( k ).t
C (7-11)
k  1



Hiệu suất của phản ứng trong dòng liên tục khuấy trộn đều E có dạng:

 
  1 
C 1 1
1  e ( k ).t  e ( k ).t 
 1 
E=1- (7-12)
k 
1

Co

Tốc độ dòng càng lớn thì  càng nhỏ (V = const), -1 càng cao hiệu suất
phản ứng giảm.
Với thời gian phản ứng dài, thời gian lưu thủy lực lớn, khi t  thì phương
trình (7-10) trở thành:

Q.Co Co Co
 
C= (7-13)
V . 1  k (V / Q) 1  k . 1

Trong thực tiễn xử lý nước thải, nồng độ C tại đầu ra khỏi hệ thông thường
là tiêu chuẩn thải và có một giá trị không đổi. Để đạt được giá trị đó, các thông
số thiết kế hệ thống cần phải được tính toán cho phù hợp.
Khi C không đổi thì dC/dt trong phương trình (7-9) sẽ bằng 0, tương ứng
với trạng thái ổn định. Giải (7-9) với dC/dt = 0 sẽ nhận được (7-13).
Hiệu suất phản ứng E trong trường hợp trạng thái ổn định có dạng:



~ 108 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
E = 1 - 1/k. -1
(7-14)
k lớn, -1 lớn (Q nhỏ hoặc V lớn) sẽ tăng cường hiệu suất của phản ứng.


Kỹ thuật phản ứng trong dòng lý tưởng.
7. 1. 3.

Trong một bình phản ứng dòng lý tưởng (hình trụ có chiều dài lớn), chất
tham gia phản ứng được đưa vào một đầu và sản phẩm được lấy ra ở đầu kia.
Thiết bị phản ứng kiểu này thường hoạt động trong trạng thái ổn định (trừ giai
đoạn khởi động và kết thúc). 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 khuyếch tán dọc và phản ứng hóa học. Quan sát một cấu tử
nguyên liệu A nào đó khi nó bắt đầu thâm nhập vào hệ phản ứng, nồng độ của
nó cao ở đầu vào và thấp nhất ở đầu ra, tức là giảm liên tục dọc theo chiều dài
của bình phản ứng.
Trong môi trường (pha) đồng nhất mà tồn tại sự chênh lệch nồng độ sẽ xảy
ra quá trình khuyếch tán phân tử từ vị trí có nồng độ cao xuống vùng có nồng
độ thấp (định luật khuyếch tán Fick). Sự biến động nồng độ do khuyếch tán
phân tử theo thời gian và không gian (một chiều) được mô tả qua định luật
Fick thứ 2 [4, 5]:

C  2C
 D. 2 (7-15)
t x
Trong đó D là hệ số khuyếch tán của cấu tử A.
Lượng chất được vận chuyển trong trường hợp trên là do hai yếu tố: do
dòng chảy với tốc độ thẳng tuyến tính v (tỉ số giữa lưu lượng và tiết diện chảy)
v. C / x và do khuyếch tán phân tử D.  2 C / x 2 . Nếu trong cột không xảy ra
quá trình phản ứng mà sự thay đổi nồng độ chỉ do hai quá trình chuyển khối
trên thì phương trình vi phân mô tả sẽ là:

C C  2C
  v.  D. 2 (7-16)
t x x
Nếu sự thay đổi nồng độ bị gây ra bởi do cả phản ứng hóa học:

C C  2C
  v.  D. 2 + k.f(C) (7-17)
t x x



~ 109 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Thông thường hệ số khuyếch tán của các phân tử trong môi trường nước rất
nhỏ (D = 10-6 - 10-5 cm2/s) nên sự đóng góp của quá trình khuyếch tán không
lớn, có thể bỏ qua, tức là ấn định cho quá trình đó bằng không, khi đó (7 -17)
được đơn giản hóa thành:

C C
  v.  k.f(C) (7-18)
t x
Trong điều kiện trạng thái ổn định, C / t  0 và giả định phản ứng hóa học
là bậc 1, f(C) = C ta có:

dC
 k.C = 0 (7-19)
v.
dx
Do nồng độ ở trạng thái ổn định không phụ thuộc vào t nên C / t trở thành
dC/dt, tức là từ phương trình vi phân riêng trở thành phương trình vi phân
thường.

dC k
C v
 dx (7-20)

Lấy tích phân (7-20) với giới hạn từ C đến Co và x từ 0 đến L (L là độ dài
của bình phản ứng):

C = Co. e-k.L/v = Co. e-k. (7-21)

(v=Q/A, L.A = V, =V/Q)
So sánh với lời giải trong trường hợp tĩnh cho thấy sự phân bố nồng độ từ
đầu đến cuối bình phản ứng tương tự như mối quan hệ của nó theo thời gian,
tuy nhiên thời gian trong trường hợp này là một giá trị xác định, t = , bằng
thời gian lưu thủy lực.
Bài toán trở nên phức tạp hơn nhiều khi C / t  0 , tức là lệch ra khỏi
trạng thái lý tưởng. Trong thực tế điều kiện lý tưởng được xem là có thể chấp
nhận nếu tốc độ dòng chảy không lớn và chiều dài L của bình phản ứng đủ
lớn. [1, 2].


Phản ứng trong hệ nối tiếp có khuấy trộn.
7. 1. 4.

Trong nhiều trường hợp hiệu suất phản ứng được tăng cường khi sử dụng
kỹ thuật phản ứng nối tiếp nhiều bình phản ứng với nhau, trong từng bình đều
có khuấy trộn. Khi đó đầu ra của bình phản ứng trước trở thành đầu vào của


~ 110 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
bình phản ứng sau, nồng độ của các cấu tử nguyên liệu giảm và của sản phẩm
tăng ở các bình nối tiếp nhau.
Giả thiết hệ phản ứng bao gồm n bình phản ứng với tổng thể tích là V, thể
tích của từng bình là V/n (tất cả có cùng thể tích). Nồng độ của một cấu tử
nguyên liệu ở đầu vào của bình số 1 là Co, ở đầu ra là C1. Phương trình thăng
bằng chất cho bình số 2 với nồng độ đầu vào là C1 có dạng:

V dC2
 Q.C1  Q.C2 (7-22)
.
n dt

dC2 n.Q n.Q
 .C2  (7-23)
.C1
dt V V
C1 được tính từ phản ứng ở bình thứ nhất, giả sử là phản ứng bậc 1 từ (7-
3) ta có:
n.Q.t n.t
 
 Co .e n.H
 Co .e 
V
C1 = Co .e (7-24)

 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 (7-24) có dạng chính tắc (chuẩn) như phương trình (7-9):

dC2 n.Q n.Q
Co .e n.H
 .C2  (7-25)
dt V V
Giải (7-25) nhận được hàm phân bố nồng độ tại bình phản ứng thứ 2 [3]:
C2 = Co.n.e-n.H (7-26)

Tương tự có thể tính nồng độ Ci tại đầu ra của bình phản ứng thứ i trong cả
dãy n bình phản ứng:

Co
(n.H ) i 1 .e n.H
Ci = (7-27)
(i  1)!

Phương trình (7-26) 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 số (gần đúng).


Tính toán thiết kế hệ thống xử lý nước thải.
7. 2.

~ 111 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Các dạng kỹ thuật phản ứng tĩnh, khuấy trộn đều, dòng liên tục hoặc mắc
nối tiếp đều được sử dụng để xây dựng các hệ thống xử lý nước thải. Tuy vậy
diễn biến của quá trình xử lý nước thải phức tạp hơn do trong đó đồng thời xảy
ra nhiều quá trình đồng thời liên quan đến sự phát triển của vi sinh và các phản
ứng sinh hóa.
Vi sinh vật đóng vai trò tiêu thụ cơ chất để sinh sôi và phát triển, cơ chất
được tiêu thụ để tạo ra sinh khối và một phần chuyển hóa thành các hợp chất
không (ít) độc. Đó là nét cơ bản nhất của nguyên tắc xử lý nước thải.
Vi sinh vật trong một hệ xử lý tồn tại theo hai phương thức: dạng phân bố
đều trong thể tích khối phản ứng (huyền phù) hoặc chúng được cố định trên
một vật liệu chất mang tạo thành màng và khi nước thải chảy qua đó sẽ được
xử lý. Hai phương thức trên có tên gọi là phương pháp huyền phù và lọc sinh
học. Trong một số trường hợp khác kỹ thuật thực hiện là tổ hợp của cả hai
dạng trên như phương pháp lưu thể (fluidization) hay tầng linh động: vi sinh
vật bám vào chất mang có kích thước nhỏ, trong quá trình vận hành chất mang
được giữ ở trạng thái phân bố đều trong khối thể tích phản ứng.
Trong thành phần sinh khối, ngoài cơ thể vi sinh còn chứa các tạp chất vô
cơ và chất hữu cơ, đó là các thành phần không tan hoặc là chất tan bám (hấp
phụ) lên chúng. Vi sinh vật có xu hướng tạo thành các tập hợp lớn - tập hợp
keo tụ có khả năng lắng tuy với tốc độ chậm. Khối lượng riêng của chúng
thấp, chỉ cao hơn của nước một chút (1,05 - 1,1 g/ml). Đôi khi do sự có mặt
của vi sinh vật dạng sợi dài (filaments), các tập hợp keo tụ tuy có kích thước
lớn nhưng khối lượng riêng thấp tạo ra hiện tượng khó lắng.
Bùn hoạt tính được dùng để chỉ sinh khối trong hệ thống xử lý dạng huyền
phù với một số đặc trưng:
- Mật độ bùn (sinh khối) là khối lượng bùn khô (sấy tại 105oC cho đến khi
không đổi) trong một lít hỗn hợp nước đang xử lý.
- Sinh khối hữu hiệu là khối lượng vi sinh có tác dụng xử lý trong tổng số bùn,
tức là loại trừ đi phần tạp chất không có tác dụng. Sinh khối hữu hiệu được
xác định bằng cách nung tại 550oC, phần cháy (hữu cơ) là phần hữu hiệu,
phần không cháy (vô cơ) được coi là phần tạp chất. Sinh khối hữu hiệu
chiếm 70 - 80% của tổng bùn hoạt tính.
- Chỉ số bùn được định nghĩa là ở trạng thái lắng sau thời gian 30 phút, 1 g bùn
chiếm bao nhiêu thể tích (ml) trong hỗn hợp bùn-nước. Chỉ số bùn càng nhỏ
thì khối lượng riêng của chúng càng lớn, dễ lắng và ngược lại. Khi chỉ số


~ 112 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
bùn tới 180 ml/g thì đã có hiện tượng bùn không lắng. Thực nghiệm có thể
xác định bằng cách: lấy 1000 ml nước thải đang xử lý, để lắng 30 phút, đọc
thể tích phần lắng, xác định khối lượng của nó (lọc, sấy, cân).
Các quá trình xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học ngoài đặc trưng
về kỹ thuật phản ứng còn được đặc trưng bởi môi trường tồn tại của vi sinh
vật: hiếu khí, thiếu khí, yếm khí, tổ hợp của hiếu khí, thiếu khí, yếm khí cũng
như các quá trình xảy ra trong ao hồ tự nhiên. Phối hợp hai yếu tố: dạng kỹ
thuật phản ứng và điều kiện môi trường hoạt động của vi sinh, các quá trình xử
lý sinh học có thể phân loại theo bảng 7. 1. [3, 6].
Ngoài các quá trình đặc trưng nêu trong bảng 7. 1, trong các hệ tự nhiên
còn xảy ra đồng thời nhiều quá trình sinh học, hóa học, quang hóa trong một
hệ xử lý, đặc biệt khi có sự tham gia của các loài thực vật sống trong đó [1, 7,
8, 9].

Bảng 7. 1. Phân loại quá trình xử lý sinh học theo đặc trưng môi trường và
dạng kỹ thuật phản ứng.

Tên thông dụng (kỹ thuật) Mục tiêu xử lý
Quá trình
* Hiếu khí
- Huyền phù + Bùn hoạt tính
 Thông dụng (dòng lý tưởng) Loại bỏ tạp chất
hữu cơ (carbon)
 Khuấy trộn đều.
dễ phân hủy,
 Sục khí theo bậc
BOD
 Oxy nguyên chất
 Mẻ kế tiếp giai đoạn
 Ổn định tiếp xúc
 Sục khí tăng cường
 Kênh oxy hóa
+ Nitrat, nitrit hóa. Oxy hóa NH3
Loại BOD, (oxy
+ Ao thoáng khí
hóa NH3)




~ 113 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
+ Phân hủy bùn vi sinh hiếu khí Ổn định bùn,
loại BOD
 Sử dụng không khí
 Sử dụng oxy nguyên chất


+ Lọc nhỏ giọt Loại bỏ BOD,
- Màng vi sinh
 Lọc chậm oxy hóa NH3
 Lọc nhanh
+ Lọc sơ bộ Loại bỏ BOD
+ Đĩa quay sinh học Loại bỏ BOD,
(oxy hóa NH3)
+ Tầng tĩnh Loại bỏ BOD,
(oxy hóa NH3)
+ Lọc sinh học hoạt tính Loại bỏ BOD,
(oxy hóa NH3)
-Tổ hợp huyền  Tiếp xúc nhỏ giọt Loại bỏ BOD
phù và màng  Lọc qua bùn hoạt tính (oxy hóa NH3)
sinh học  Kết hợp lọc nhỏ giọt và lọc
qua bùn hoạt tính
* Thiếu khí
- Huyền phù + Khử nitrat dạng huyền phù
+ Khử nitrat dạng màng vi sinh
- Màng vi sinh
* Yếm khí
- Huyền phù + Phân hủy bùn yếm khí Ổn định bùn,
 Phương pháp tiêu chuẩn một loại bỏ BOD
giai đoạn
 Tốc độ cao, một giai đoạn
 Hai giai đoạn
+ Tiếp xúc yếm khí
 Lọc ngược qua lớp bùn yếm Loại bỏ BOD
khí (UASB)
 Lọc ngược qua nhiều ngăn Loại bỏ BOD
yếm khí (baffle)
+ Lọc yếm khí Loại BOD, ổn
- Màng vi sinh


~ 114 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
định bùn (khử
nitrat)
+ Tầng dãn nở Loại BOD, ổn
định bùn
* Tổ hợp hiếu + Tổ hợp các quá trình yếm Loại bỏ BOD,
khí-Thiếu khí- khí, hiếu khí, thiếu khí hoạt N, P
Yếm khí động một hay nhiều giai đoạn
- Huyền phù trong xử lý bậc 3.
- Màng sinh học
* Quá trình tự + Ao thoáng khí Loại BOD, (oxy
nhiên (ao hồ) hóa NH3)
+ Hồ đánh bóng nước Loại BOD, (oxy
hóa NH3)
Loại BOD, (khử
+ Ao tùy nghi
nitrat)
+ Ao yếm khí Loại BOD, (ổn
định bùn


Hệ xử lý bùn hoạt tính.
7. 2. 1.

Trong dạng kỹ thuật huyền phù nhằm loại bỏ chất hữu cơ giàu carbon
(BOD) có thể sử dụng các quá trình: bùn hoạt tính, ao thoáng khí, mẻ kế tiếp
giai đoạn, phân hủy bùn hiếu khí. Cho tới nay phương pháp bùn hoạt tính được
sử dụng rộng rãi nhất.
Quá trình bùn hoạt tính được Arden và Lockett nghiên cứu tại Anh vào năm
1914 và có tên ―bùn hoạt tính‖ là do sinh ra một lượng ―bùn‖ (sinh khối) trong
quá trình xử lý, bùn này có tác dụng loại bỏ các tạp chất và làm sạch nước thải.
Phương pháp bùn hoạt tính được áp dụng rộng rãi trong xử lý nước thải ngay
từ thập kỷ 20 ở nhiều nước trên thế giới.
Cho đến nay nhiều sơ đồ công nghệ xử lý được phát triển và ứng dụng trên
nền tảng cơ sở của phương pháp bùn hoạt tính với đặc trưng cơ bản: sinh khối
được phân phối đều trong khối thể tích phản ứng do được duy trì bởi năng
lượng từ ngoài (sục khí, khuấy cơ học).




~ 115 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Hai quá trình chính xảy ra trong hệ bùn hoạt tính là tổng hợp và phân hủy tế
bào. Phản ứng tỉ lượng của các phản ứng trên được mô tả qua (7-27), (7-28)
[3, 6] (xem thêm phần 5. 2. 3).
- Tổng hợp tế bào và oxy hóa chất hữu cơ:
vi sinh
COHNS+O2+dinh dưỡng CO2+NH3+C5H7NO2+s/phẩm khác(7-28)

- Phân hủy (hô hấp) nội sinh:
vi sinh
5CO2+NH3+2H2O+năng lượng (7-29)
C5H7NO2+5O2

Vi sinh vật tổng hợp sinh khối (sinh sản, sinh trưởng) trên cơ sở chất hữu
cơ từ nước thải (nguồn carbon, vi sinh dị dưỡng) cùng với các yếu tố khác như
dinh dưỡng (N, P, K), vi lượng. Để sinh sản và phát triển chúng cần có năng
lượng, năng lượng được sinh ra từ phản ứng oxy hóa chất hữu cơ với oxy. Sản
phẩm cuối cùng của quá trình oxy hóa là H2O và CO2. CO2 sinh ra phần lớn
thâm nhập vào khí quyển.
Phân hủy nội sinh xảy ra với vi sinh đã chết hoặc trong trường hợp thiếu
nguồn dinh dưỡng cho chúng. Phân hủy nội sinh là quá trình oxy hóa tế bào
của vi sinh vật để sản xuất năng lượng nhằm duy trì sự sống cho các vi sinh
chưa chết.
Trong biểu thức (7-28) chất hữu cơ được qui cho có công thức hóa học
COHNS, trong một vài tài liệu khác, thành phần hữu cơ trong nước thải được
qui cho công thức hóa học là C18H19O9N [6]. Tùy thuộc vào tính sinh hủy của
các tạp chất hữu cơ, một phần chất hữu cơ trơ mà sinh vật không thể hoặc
không kịp ―hấp thụ‖ sẽ thoát ra ngoài hệ xử lý. Một số chất hữu cơ có tác dụng
gây độc, kìm hãm hoặc giết chết vi sinh vật với một liều lượng nào đó như
phenol, hợp chất hữu cơ chứa clo [10, 11].
C5H7NO2 là công thức hóa học (gần đúng) của tế bào chứ không phải chỉ cá
thể tế bào để thuận lợi cho tính toán về mặt tỉ lượng (xem 5. 2. 1).

Nhu cầu, liều lượng oxy.
Trong cả hai quá trình trên (7-28), (7-29) oxy luôn có mặt và bị tiêu hao. Về
phương diện lý thuyết có thể xác định lượng oxy tiêu hao như sau. Nếu xuất
phát từ công thức hóa học của chất hữu cơ là C18H19O9N thì phản ứng oxy hóa
học xẽ xảy ra hai trường hợp: có và không xảy ra quá trình nitrat hóa:

C18H19O9N + 17,5O2 + H+  18CO2 + 8H2O + NH4+ (7-30)

C18H19O9N+19,5O2  18CO2 + 9H2O + H+ + NO3- (7-31)


~ 116 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Từ phương trình tỉ lượng trên, lượng oxy tiêu thụ cho 1 kg chất hữu cơ sẽ là
1,42 và 1,59 kgO2. Tuy nhiên, nếu tính theo COD (lượng oxy tương đương
tiêu thụ để oxy hóa chất hữu cơ bằng hóa chất kali cromat) thì nhu cầu oxy
trong cả hai trường hợp đều là 1,42 kg [6] vì khi phân tích COD không xảy ra
quá trình oxy hóa amoni.
Nhu cầu về oxy cho xử lý cũng được tính trên cơ sở lập luận khác: từ nhu
cầu oxy sinh hóa BOD của nguồn nước thải và lượng sinh khối dư thải ra khỏi
hệ thống trong ngày. Nguyên nhân của lập luận trên là: để chuyển hóa chất
hữu cơ thành các sản phẩm cần một lượng oxy bằng với BOD có để ý tới một
hệ số tương quan cụ thể. Đó là một phần chất hữu cơ tạo thành sinh khối và
tiếp theo được thải ra khỏi hệ dưới dạng bùn dư. Vì vậy lượng oxy cần thiết sẽ
là BOD của nước thải trừ bớt lượng oxy để phân hủy tế bào dư thải ra khỏi bể.
Lượng oxy cần thiét để phân hủy 1 g sinh khối là 1,42 g/g [biểu thức (7-29)].
Lượng oxy tính theo lý thuyết vì vậy là:

Q.( BODo  BOD)
 1,42 P( x)
m(O2/d) = (7-32)
f

f: hệ số tương quan, ví dụ với f = 0,68.
BODo, BOD: BOD ban đầu và sau khi xử lý (kg/m3).
P(x): lượng bùn dư thải (kg/d).
Q: lưu lượng nước thải xử lý (m3/d).
Trong thực tế xử lý, lượng oxy cấp cho hệ thống cần thỏa mãn các mục
tiêu: xử lý BOD, cung cấp cho quá trình phân hủy nội sinh, đủ để khuấy trộn
và duy trì được lượng oxy hòa tan (dư) trong bể phản ứng với mức 1 - 2mg/l.
Lượng oxy cung cấp cho hệ thống xử lý cũng có thể được xác định qua
kinh nghiệm vận hành đối với từng loại nước thải, chế độ vận hành (mật độ
sinh khối), điều kiện thời tiết. Kinh nghiệm được viết thành tài liệu hướng dẫn
ở nhiều quốc gia. Ví dụ với nước thải sinh hoạt lượng oxy cần cấp là 1 - 1,2
kgO2/kgBOD.
Trong thực tế thiết kế, lượng oxy cung cấp có khi được qui định dư gấp đôi
so với tính toán để đề phòng sự dao động ô nhiễm của dòng thải.

Nhu cầu dinh dưỡng N, P.
Để phát triển hài hòa, vi sinh vật cần được cung cấp đủ điều kiện dinh
dưỡng, trước hết là N, P. Rất nhiều loại nước thải chứa thừa cả hai hoặc từng
loại trên, đó là các nước thải giàu nitơ, photpho: nước thải sinh hoạt, chế biến


~ 117 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
thịt cá, tơ tằm, nước rác (thiếu P), nước chuồng trại, thuộc da. Một số loại
nước thải nghèo thành phần N, P như nước thải chế biến đường mía, hoa quả,
tinh bột, bia rượu, nước giải khát. Khi đó cần bổ xung thêm N, P từ ngoài vào.
Liều lượng dinh dưỡng cần bổ sung được xác định dựa trên thành phần hóa
học của tế bào (bảng 5. 3) trong đó thành phần N chiếm 12 - 16%, thành phần
P chiếm 2 - 3% khối lượng khô hoặc tính N theo công thức của tế bào thì có
giá trị N là 12,5%, hàm lượng P được qui cho là bằng 20% so với N.
Mục đích cung cấp N, P là cho vi sinh vật phát triển nhưng để dễ xác định
có thể tính thông qua BOD, thật ra là thông qua hiệu suất sinh khối (xem 5. 2.
3, 6. 1. 2), vì vậy cần chú ý đến yếu tố sinh khối của các loại vi sinh vật khác
nhau (xem 6. 1. 6). Hiệu suất sinh khối thấp cần ít dinh dưỡng và ngược lại.
Đối với loại vi sinh dị dưỡng hiếu khí trong hệ xử lý bùn hoạt tính tỉ lệ của
BOD:N:P thường được khuyến cáo là 100:5:1. Lượng N, P bổ xung thêm là
lượng bù cho đủ tỷ lệ trên vì trong nước thải ban đầu đã có một phần.
Tính toán hệ thống xử lý bùn hoạt tính trình bày ở phần tới dựa trên mô
hình động học, tức là sử dụng các thông số động học để tính toán các thông số
thiết kế cũng như dựa trên kinh nghiệm thực tế.
Trong một hệ xử lý bùn hoạt tính ngoài các khối phản ứng luôn ghép sau nó
là đơn vị công nghệ lắng có vai trò tách sinh khối ra khỏi nước. Phần sinh khối
lắng được bơm ngược về đầu vào để duy trì mật độ sinh khối đúng bằng giá trị
của nó trong bể phản ứng, phần dư thừa được xử lý tiếp, ví dụ đưa về bể ủ bùn.
Khi vận hành xử lý nước thải với cùng loại kỹ thuật phản ứng có thể thực hiện
hai phương thức là hồi lưu và không hồi lưu bùn dẫn đến diễn biến quá trình
xử lý cũng khác nhau. Sau đây sẽ đề cập đến một số loại hình kỹ thuật xử lý
tổng thể.


7. 2. 1. 1. Hệ khuấy trộn đều không hồi lưu bùn.

Hệ bùn hoạt tính không hồi lưu bùn được mô tả như trong hình 7. 1



Q
Q
X, S
S, X
So, Xo




~ 118 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Hình 7. 1. Hệ xử lý bùn hoạt tính dạng khuấy trộn đều không hồi lưu bùn. Q:
lưu lượng, S, X là nồng độ cơ chất và vi sinh.


Kênh oxy hóa, ao thoáng khí là dạng kỹ thuật trên, đó là phương pháp bùn
hoạt tính dạng đơn giản nhất.
Phương trình thăng bằng chất trong bể phản ứng được thiết lập tương tự
như đối với phương trình (7-8) nhưng thay nồng độ của cơ chất là nồng độ của
vi sinh vật:

dX
.V  Q. X o  Q. X  V .v g
,
(7-33)
dt
Q: lưu lượng xử lý (m3.d-1)
Xo , X là nồng độ vi sinh tại đầu vào và trong khối phản ứng. X có nhiều
cách xác định như tổng bùn, bùn hữu hiệu hoặc hàm lượng protein, ADN,
ATP.
V: thể tích bể phản ứng.
vg’: tốc độ phát triển thực của vi sinh xem biểu thức (6-10). Thay thế vg’ từ
phương trình (6-10):

  . X .S 
dX
.V  Q. X o  Q. X  V  m
 K  S  k p .X  (7-34)

s 
dt

Trong đó S là nồng độ cơ chất trong bình phản ứng và tại đầu ra.
Dưới điều kiện nồng độ vi sinh tại đầu vào Xo = 0, hệ xử lý hoạt động với
mật độ vi sinh ổn định (ví dụ 3 g/l), tức là dX/dt = 0, (7-34) được đơn giản
hóa thành:

 .S
Q1
  m  kp (7-35)
V  Ks  S

: thời gian lưu thủy lực [xem biểu thức (6-25)].
Trong phương trình (7-35), giá trị 1/ chính là hằng số phát triển riêng thực
’ [biểu thức (6-12)]. Giá trị 1/ cũng chính là 1/c (c là thời gian lưu tế bào,
xem 6. 1. 5) vì theo định nghĩa [biểu thức (6-26)] lượng bùn hồi lưu bằng 0,
Xr = 0, nồng độ vi sinh thoát ra khỏi bình phản ứng chính bằng nồng độ của nó
trong bình. Xe = X, vậy:




~ 119 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
V .X V
c   (7-36)
Q. X Q

Từ biểu thức (7-15) mối quan hệ giữa thời gian lưu tế bào với hoạt tính của
vi sinh vật thể hiện qua:

Ks  S
c  (7-37)
 m .S  k p ( K s  S )

Do Ks là hằng số cho một phản ứng cụ thể, S là nồng độ cơ chất tại đầu ra
nên thời gian lưu tế bào thấp mang ý nghĩa là hoạt tính của vi sinh cao (m lớn,
kp lớn) và nồng độ cơ chất thấp (hiệu quả xử lý cao) thì chỉ cần c thấp.
Tiến hành phân tích tương tự đối với đối tượng là cơ chất trong hệ phản
ứng ta có:

dS k . X .S
.V  Q.S o  Q.S  V . (7-38)
Ks  S
dt

Trong đó (xem biểu thức 6-14):

k . X .S
Vsu = - (7-39)
Ks  S

Lập luận tương tự khi dS/dt = 0, nhận được:

k . X .S
So- S =  (7-40)
Ks  S

Mối liên hệ giữa nồng độ vi sinh vật X và nồng độ cơ chất S trong bể phản
ứng tại đầu ra được xác định bằng cách:
Tính giá trị S/(Ks + S) từ phương trình (7-35), thế vào phương trình (7-40),
sử dụng phương trình (6-7) để tính m, sẽ thu được:

 m .( S o  S ) Y .( S o  S )
X  (7-41)
k (1  k p . ) 1  k p .

Tương tự sẽ tính được nồng độ của cơ chất tại đầu ra:

K s .(1   .k p )
S (7-42)
 .(Y .k  k p )  1




~ 120 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Khi có số liệu động học Ks, k, Y, kp, m có thể tính được mật độ sinh khối
X phụ thuộc vào hiệu quả xử lý cơ chất (So-S) hoặc tính được hiệu quả xử lý
khi biết thời gian lưu thủy lực hoặc thời gian lưu tế bào (=c).
Khi biết hệ số phân hủy nội sinh kp có thể tính hiệu suất sinh khối thực Y’
từ Y và kp bằng cách: thế giá trị X trong phương trình (7-41) vào vg’ trong
phương trình (6-11). Sử dụng định nghĩa Y’ trong phương trình (6-13) để tính
Y’, giá trị (So - S) có mối liên hệ với tốc độ suy giảm cơ chất theo phương
trình (6-31) sẽ nhận được:

Y
Y’ = (7-43)
1  k p .


7. 2. 1. 2. Hệ khuấy trộn đều có hồi lưu bùn:

Hệ xử lý bùn hoạt tính dạng khuấy trộn đều có hồi lưu bùn được mô tả theo
hình 7. 2.

Q, So V, S, X
Qe, Xe, S




Qw, Xr, S
Qr, Xr, S

Hình 7. 2. Sơ đồ hệ xử lý khuấy trộn đều có hồi lưu bùn.


Hệ trên hoạt động theo phương thức: lưu lượng đầu vào là Q, nồng độ cơ
chất là So, giả thiết là nồng độ vi sinh Xo bằng 0, tại bể phản ứng với dung tích
V nồng độ của cơ chất và vi sinh vật là S và X. Nước thải được chảy tiếp về bể
lắng nhằm tách sinh khối ra khỏi nước, nước thoát ra khỏi hệ thống với lưu
lượng Qe, nồng độ sinh khối dư chưa lắng hết và cơ chất chưa xử lý hết là X e
và S (giả thiết là tại bể lắng quá trình xử lý không tiếp diễn). Hỗn hợp bùn
nước sau lắng (nồng độ 8 - 10 g/l) được chia ra làm hai phần: nhập với đầu vào
để đảm bảo mật độ vi sinh là X (ví dụ 3 g/l) với lưu lượng Qr, nồng độ vi sinh
và cơ chất là Xr và S, một phần được thải để loại bỏ lượng bùn dư thừa với Qw,
Xr và S.



~ 121 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Do hệ xử lý bao gồm thêm cả đơn vị lắng thứ cấp có chức năng tách sinh
khối, nên để tính toán các thông số thiết kế cần đưa thêm hai giả thiết:
- Quá trình phản ứng (xử lý) chỉ xảy ra ở trong khối phản ứng, không xảy ra ở
bể lắng. Thực chất quá trình phản ứng vẫn tiếp diễn trong bể lắng, ví dụ quá
trình khử nitrat xảy ra tại đó gây ra hiện tượng bùn nổi.
- Thời gian lưu tê bào cũng chỉ được tính cho thể tích của khối phản ứng.
- Phù hợp với định nghĩa thời gian lưu tế bào [xem 6. 1. 5, biểu thức (6-26)],
trong trường hợp sử dụng kỹ thuật phản ứng trộn đều có hồi lưu bùn:

V .X V .X
c   (7-44)
Qw . X r  Qe . X e Qw . X r

Do nồng độ vi sinh trong nước thải khi ra khỏi bể lắng thứ cấp thường rất
nhỏ (20 mg/l) so với từ dòng hồi lưu (Xr  5000 mg/l).
Sử dụng các lập luận tương tự như trong các trường hợp trước đây, phương
trình mô tả thăng bằng chất đối với X trong hệ xử lý có dạng:

.V  Q. X o  Qw . X  Qe . X e   V .v g
dX ,
(7-45)
dt
Thế vg’ từ phương trình (6-11), giả thiết Xo = 0, dX/dt = 0 sẽ thu được
phương trình:

Qw . X r  Qe . X e Y .v
  su  k p (7-46)
V .X X
Vế trái của phương trình (7-46) chính là nghịch đảo của thời gian lưu tế
bào:
Y .vsu
1
  kp (7-47)
c X
Tốc độ suy giảm cơ chất vsu được tính theo:

S S
Q
(So  S )   o
vsu = (7-48)

V
S, So là nồng độ cơ chất (BOD) tại đầu vào và ra.
Nồng độ vi sinh vật X trong bể phản ứng được tính bằng cách: thay v su
trong phương trình (7-47) bởi vsu trong phương trình (7-48) và tính được X:

 c .Y .( S o  S )
X (7-49)
 .(1  k p . c )


~ 122 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Tương tự như đã trình bày trong 7. 2. 1. 1, có thể xác định n ồng độ cơ chất
S tại đầu ra:

K s .(1   c .k p )
S (7-50)
 c .(Y .k  k p )  1

Nồng độ cơ chất tại đầu ra khi thực hiện phương thức vận hành có hoặc
không hồi lưu bùn là khác nhau [xem phương trình (7-41)] vì trong trường hợp
không hồi lưu bùn thì  = c.
Hiệu suất sinh khối thực Y’ được tính:

Y
Y,  (7-51)
1  k p . c

Mối quan hệ giữa X, S với các thông số động học trong các phương trình
(7-49), (7-50) hoàn toàn có thể sử dụng để tính toán cho một hệ thống xử lý
bùn hoạt tính tuy có một vài phức tạp vì nó chứa khá nhiều thông số động học.
Để đơn giản hơn cho quá trình tính toán thông số thiết kế người ta thiết lập
thêm một số quan hệ khác để dùng cho thiết kế hệ thống xử lý, bao gồm các
đại lượng: tốc độ suy giảm riêng, tỉ lệ thức ăn/vi sinh và thời gian lưu tế bào.
Trong phương trình (7-47) đại lượng vsu/X mang ý nghĩa là tốc độ tiêu thụ
cơ chất tính theo một đơn vị khối lượng (nồng độ) vi sinh và được gọi là tốc
độ tiêu thụ cơ chất riêng U.
Phương trình (7-48) và (7-47) khi tính theo U sẽ có dạng:

vsu S  S o Q S o  S
U=   . (7-52)
 .X
X V X

1
 Y .U  k p (7-53)
c

Từ (7-52), (7-53) có thể thấy rõ mối quan hệ ràng buộc giữa hoạt tính vi
sinh (1/c) [biểu thức (7-47)] và tốc độ suy giảm cơ chất riêng U: vi sinh vật
có tốc độ phát triển nhanh thì khả năng xử lý chất ô nhiễm (cơ chất) tốt. Trên
cơ sở mối quan hệ trên có thể sử dụng đại lượng thời gian lưu tế bào để kiểm
soát một 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. Phương pháp kiểm soát
được thực hiện đơn giản như sau: Kiểm soát tốc độ phát triển của sinh khối và
vì vậy là mức độ xử lý chất gây ô nhiễm bằng cách thải lượng bùn dư theo một
tỷ lệ nào đó phù hợp với thời gian lưu tế bào. Ví dụ để quá trình xử lý đạt hiệu

~ 123 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
quả qui định, thời gian lưu tế bào được xác định là 5 ngày, vậy để kiểm soát
quá trình mỗi ngày cần thải 20% lượng sinh khối đang có trong hệ xử lý.
Trong một hệ khuấy trộn đều có bể lắng để tách bùn, lượng dung dịch bùn thải
cần thiết để phù hợp với c được tính từ phương trình (7-44):

V .X
Qw  (7-54)
 c .X r

Để xác định Qw cần phải xác định nồng độ sinh khối ở dòng hồi lưu Xr và
trong bể phản ứng và thể tích bể phản ứng.
Tương quan giữa mật độ vi sinh vật và nồng độ cơ chất thể hiện mối quan
hệ: ―cung-cầu‖ cũng thường được sử dụng là một thông số thiết kế. Mối quan
hệ trên được gọi là tỉ lệ thức ăn và vi sinh (food-microorganisms ratio) F/M và
được định nghĩa:

So Q.S o

F/M = (7-55)
 .X V .X
Nồng độ tạp chất (cơ chất) trong nước thải lớn đồng nghĩa với lượng ―thức
ăn‖ dồi dào cung cấp cho vi sinh vật với mật độ là X trong hệ thống xử lý. Nếu
lượng thức ăn (Q.So) nhỏ (nước thải có độ ô nhiễm thấp) mà lượng vi sinh X
lớn thì chúng được cung cấp ít thức ăn, dẫn đến phát triển chậm.
Giữa U và F/M có mối liên hệ:

( F / M ).E
U= (7-56)
100
Trong đó E là hiệu suất của quá trình xử lý (%):

So  S
.100
E= (7-57)
S

Phương trình (7-53) chỉ rõ mối tương quan giữa hoạt tính vi sinh (1/c) và
tốc độ suy giảm cơ chất của một hệ xử lý. U cũng có thể tích theo các hằng số
động học trên cơ sở kết hợp phương trình (7-52) và (7-39):

k .S
U= (7-58)
Ks  S

U .K s
S= (7-59)
k U




~ 124 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Với một hệ xử lý nước thải và tập đoàn vi sinh xác định, các hằng số tốc độ
Y, k, Ks, kp có thể coi là có trị số xác định, vì vậy nồng độ cơ chất ra khỏi hệ
thống xử lý S là hàm số trực tiếp của U hoặc của c thể hiện trong phương
trình:

K s .(1   c  k p )
S= (7-60)
 c .(Y .k  k p )  1

Phương trình (7-60) nhận được từ (7-53) và (7-59) [xem thêm (7-49)].
Nếu biểu diễn S = f(c) hoặc hiệu suất xử lý E = f(c) với một tập hợp các
hằng số động học Ks, Y, k, kp (có giá trị nào đó) sẽ nhận được một dạng đồ thị
như trong hình 7. 3. E
S
100%
Nồng độ cơ chất




hiệu quả E


Hiệu quả xử lý




c,t c

Hình 7. 3. Sự phụ thuộc của nồng độ cơ chất sau xử lý S và hiệu quả xử lý vào
thời gian lưu tế bào với một tập hợp giá trị k, kp, Ks, Y và So cho trước.


Từ đồ thị 7. 3 có thể nhận thấy, hiệu quả quá trình xử lý chỉ xuất hiện khi c
đạt một mức tối thiểu c,t nào đó, trước đó hiệu quả xử lý không đáng kể. Về ý
nghĩa vật lý, giá trị c,t là thời gian lưu tế bào mà với thời gian ấy lượng sinh
khối thoát ra khỏi hệ xử lý nhiều hơn lượng được sinh ra.
Thời gian lưu tế bào càng tăng thì hiệu quả xử lý càng cao, tuy vậy s ẽ gặp
phải một số khó khăn khi vận hành hệ thống (nổi bùn, tổn hao oxy lớn, hiện
tượng yếm khí tại bể lắng thứ cấp...).
Thời gian lưu tế bào tối thiểu được tính như sau:
Kết hợp các phương trình (6-6), (6-7) và (7-47) nhận được:

Y .k .S o
1
  kp (7-61)
 c ,t K s  So


~ 125 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Khi c  c,t, hiệu quả xử lý bằng không, khi đó nồng độ cơ chất tại đầu vào
và đầu ra bằng nhau, S = So. Trong thực tế giá trị Ks thường là nhỏ hơn nhiều
so với So (xem bảng 6. 2, 6. 3, 6. 4) nên (7-61) có thể viết thành:

1
 Y .k  k p (7-62)
 c ,t

Sử dụng phương trình (7-61), (7-62) để tính toán thời gian lưu tế bào tối
thiểu từ các hằng số động học (tra bảng, ví dụ trong các bảng 6. 2, 6. 3, 6. 4
hoặc từ tài liệu đã được hiệu chỉnh phù hợp với đối tượng cụ thể). Dĩ nhiên hệ
xử lý vi sinh không thể thiết kế với  c ,t mà giá trị c dành cho thiết kế thường
nằm trong khoảng 2-20 lần lớn hơn c,t [3]; hệ số này được gọi là hệ số an toàn
A.

A = c/c,t (7-63)

Kỹ thuật khuấy trộn đều có hồi lưu bùn là dạng kỹ thuật phản ứng thông
dụng nhất hiện nay của phương pháp bùn hoạt tính. Để giúp đọc giả có hình
dung về một quá trình tính toán các thông số thiết kế hệ thống, ví dụ sau được
đưa ra để minh họa.

Tính toán hệ thống xử lý nước thải với công suất 500 m3/ngày với các dữ
kiện: BOD của nguồn vào là 450 mg/l, tiêu chuẩn thải BOD là 50 mg/l. Nồng
độ vi sinh tại đầu vào Xo = 0. Nồng độ vi sinh tổng trong bể phản ứng X =
3000 mg/l, nồng độ vi sinh hữu hiệu Xh = 2400 mg/l (80% của tổng). Nồng độ
bùn quay vòng Xr = 8000 mg/l.
Lượng chất dinh dưỡng được giả thiết là đáp ứng thỏa mãn, đã có sẵn
trong nước thải. Nhiệt độ tiến hành xử lý là 25oC. Nguồn là nước thải sinh
hoạt, cơ chất chỉ tính theo lượng hòa tan.

Lời giải.
Tra bảng 6. 2 tìm được Y = 0,6 gSK/gBOD, kp = 0,06d-1, k = 5d-1
Ks = 60 mg BOD [3]. Các giá trị này đều cho ở nhiệt độ 20oC.
Tính toán được thực hiện theo các bước:
- Hiệu chỉnh hệ số động học tương ứng với 25oC.
Áp dụng các công thức (6-23), (6-24), (6-25) để hiệu chỉnh kp, k và Ks về
o
25 C nhận được:
kp = 0,07d-1, k = 7,7d-1, Ks = 93 mg BOD.


~ 126 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
- Từ kp, k, Ks và Y tính c,t tại 25 C (biểu thức 7-61):
o


0,6 g / g.7,7d 1.450mg.l 1
Y .k .S o
1
  kp   0,07  3,76
 c ,t 93mg.l 1  450mg.l 1
K s  So

c,t = 0,26d.
- Sử dụng hệ số an toàn quá trình A = 10 (biểu thức 7-62) để tính thời gian lưu
tế bào c:
c = 10c,t = 10. 0,26d = 2,6d.
- Tính toán thể tích bể phản ứng bằng cách sử dụng phương trình (8-49), thay
đổi thời gian lưu thủy lực  = V/Q.
Y .Q. c .( S o  S ) 0,6 g / g.500m 3 .d 1.2,6d .(450  50)mg.l 1

V=
X .(1  k p . c ) 3000mg.l 1 (1  0,07.2,6)

= 88m3 (nếu chọn hệ số A=20 thì c=,2d, khi đó V=152m3).
- Hiệu suất sinh khối thực:
Y 0,6
Y'   0,51
1  k p . c 1  0,07.2,6
- Mức độ tăng sinh khối tổng:
m = Y’.Q(So-S) = 0,51. 500m3.d-1(450-50)g.m-3 = 100kg.d-1
- Lượng bùn thải trong ngày [phương trình (7-44)]:
88m 3 .3000 g.m 3
V .X
 12,7m 3 .d 1
Qw  
 c . X r 2,6d .8000 g.m 3



hoặc tính theo khối lượng bùn: 12,7m3.d-1.8000g.m-3 = 101kg.d-1.
- Tính tốc độ dòng hồi lưu bùn Qr với giả thiết Xo = 0:
3000mg.l-1 (Q + Qr) = 8000mg.l-1. Qr.
Qr/Q = 0,6
- Thời gian lưu thủy lực:
88m 3
V
   0,176d  4,22h.
Q 500m 3 .d 1
- Tốc độ tiêu thụ cơ chất riêng U [phương trình (7-52)]
(450  50)mg.l 1
So  S
  0,758(mg / mg ) / d
U=
 .X 0,176d .3000mg.l 1
(1 g sinh khối tiêu thụ 0,758 g BOD trong một ngày).
- Tỉ lệ thức ăn/vi sinh:


~ 127 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
1
So 450mg.l
  0,852(mgBOD / mgSK ) / d .
F/M =
 . X 0,176d .3000mg.l 1
(trong một ngày, 1g sinh khối được cung cấp 0,852g thức ăn BOD)
- Tải lượng BOD tính theo thể tích (một đơn vị thể tích của bể phản ứng chịu
tải một khối lượng cơ chất):
S o .Q 450 g.m 3 .500m 3 .d 1
 2557 g.m 3 .d 1

TL = 3
V 88m
- Tính toán lượng oxy: sử dụng hai cách tính khác nhau bằng cách áp dụng
phương trình (7-32) và tính theo kinh nghiệm là 1,1 kgO2/kg BOD.
+ Tính theo phương trình (7-32)
Q.( BODo  BOD)
mO2 / d   1,42.P( x)
f
500m 3 .d 1 .(450  50) g.m 3
 1,42.101000 g.d 1  151kgO2 / d

0,68
+ Tính theo kinh nghiệm
mO2 / d =Q.(BODo - BOD). 1,1 = 220kgO2/d.

+ Tính theo thể tích không khí cần thêm các số liệu: hiệu quả hấp thu oxy của
nước từ hệ phân phối khí, giả thiết là 8%, khối lượng riêng của không khí
1,28 kg/m3, oxy trong không khí chiếm 24% thể tích.
151kg.d 1
 6553m 3 .d 1
Vkhông khí =
0,24.0,08.1,28kg.m 3
Giả sử hệ thống hoạt động 20 giờ/ngày thì công suất của máy thổi khí (phụ
thuộc vào chiều cao của cột nước) 328 m3/h.

Qua ví dụ tính toán trên cho thấy, tính không chặt chẽ trong quá trình tính
toán một hệ xử lý là khá lớn, thể hiện ở việc chọn lựa các hằng số động học,
lựa chọn hệ số an toàn, cách tính lượng oxy cần thiết phụ thuộc vào hiệu suất
hấp thụ oxy của hệ phân phối khí. Để xây dựng được hệ thống xử lý đạt hiệu
quả và vận hành ổn định, vì vậy ngoài kiến thức cơ bản cần rất nhiều kinh
nghiệm thực tế.


7. 2. 1. 3. Hệ dòng lý tưởng có hồi lưu bùn.




~ 128 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Dạng kỹ thuật phản ứng theo kiểu dòng lý tưởng thường được sử dụng cho
hệ xử lý công suất lớn với đặc trưng cấu hình bể phản ứng có độ dài lớn, chiều
rộng hẹp. Sơ đồ hệ phản ứng đẩy lý tưởng có hồi lưu bùn được trình bày trong
hình 7. 4.



Q, So
Qe, Xe, S
V, X S, X




Qw, Xr
Qr, Xr, S

Hình 7. 4. Sơ đồ dòng đẩy lý tưởng có hồi lưu bùn.

Hệ bao gồm các đặc trưng: dòng vào với lưu lượng Q, nồng độ cơ chất S o,
trong bể phản ứng có thể tích V, nồng độ vi sinh X và cơ chất S, đường hồi lưu
bùn và thải bùn dư có lưu lượng Qr, Qw và nồng độ vi sinh là Xr.
Do có chiều dài lớn, chiều rộng hẹp nên bể phản ứng được chia làm nhiều
ngăn (ít nhất là 3) nối tiếp nhau theo kiểu díc dắc đầu đuôi (hình 7. 5)




Hình 7. 5. Dạng bể phản ứng thông dụng trong kỹ thuật đẩy lý tưởng.
Đặc trưng quan trọng nhất của dòng đẩy lý tưởng là thời gian lưu thủy lực
của mọi thành phần vật chất trong hệ (chất tan, không tan, nước) đều bằng
nhau. Đặc trưng lý tưởng chỉ có thể tiệm cận khi tỉ lệ chiều dài/chiều rộng có
giá trị lớn vô cùng. Khi hồi lưu bùn từ bể lắng thứ cấp, sinh khối quay vòng có
thời gian lưu thủy lực ở trong cả hệ xử lý (bể phản ứng và bể lắng) lớn nhưng
cũng chỉ đúng giá trị đó kể từ khi vào và ra khỏi bể phản ứng.
So với kỹ thuật phản ứng dạng trộn đều, kỹ thuật dòng đẩy lý tưởng có một
số đặc trưng khác:


~ 129 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
- Nồng độ cơ chất giảm dần dọc theo chiều dài của bể phản ứng, cao nhất ở
đầu vào và nhỏ nhất tại đầu ra.
- Mức độ tiêu thụ oxy cũng giảm dần dọc theo chiều dài của bể phản ứng.
- Tốc độ phát triển của vi sinh giảm về giai đoạn cuối.
Mô hình động học mô tả quá trình xử lý theo dòng đẩy lý tưởng khá phức tạp,
chỉ có thể giải được khi được đơn giản hóa với các giả thiết:
- Nồng độ vi sinh vật có giá trị đồng đều trong toàn bộ thể tích bể phản ứng
với giá trị trung bình là X , giả thiết trên chỉ có được khi c/ >5 [11].
- Tốc độ suy giảm cơ chất vì vậy có dạng [xem biểu thức (6-8)]:

dS k .S . X
v su   (7-64)
dt K s  S

Lấy tích phân phương trình (7-64) theo thời gian lưu thủy lực, thực hiện
một loạt các thao tác đơn giản hóa về mặt toán học sẽ nhận được mối tương
quan:

Y .k .( S o  S )
1
  kp (7-65)
c ( S o  S )  (1   ).K s . ln( S i / S )

Trong đó: So là nồng độ cơ chất tại đầu vào.
S là nồng độ cơ chất tại đầu ra.
Si là nồng độ cơ chất tại đầu vào sau khi đã hòa trộn giữa dòng
vào và dòng tuần hoàn với  là tỉ lệ hồi lưu (Qr/Q). Trong vận hành hệ thống
trên  có khoảng giá trị 0,15 - 0,75, thông dụng là 0,25.
So sánh với diễn biến quá trình trong kỹ thuật phản ứng khuấy trộn đều
[biểu thức (7-47)] thì cả hai đều tương tự, điểm khác biệt là c trong phương
trình (7-65) phụ thuộc vào nồng độ cơ chất ban đầu So.
Về mặt lý thuyết, kỹ thuật dòng đẩy lý tưởng có hiệu suất xử lý cao hơn so
với kỹ thuật trộn đều [1, 10], tuy nhiên trong thực tế tính chất ―đẩy lý tưởng‖
rất khó thực hiện do quá trình khuyếch tán dọc. Khó khăn trên cùng với yếu
điểm chịu sốc kém của hệ đẩy lý tưởng so với hệ khuấy trộn đều hạn chế hiệu
quả của nó. Bằng cách chia nhỏ hệ phản ứng thành nhiều bể phản ứng nối tiếp
sẽ tăng cường được hiệu suất xử lý, nhưng cải thiện không đáng kể về mặt
chịu sốc.




~ 130 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Trong hệ phản ứng dòng đẩy lý tưởng mức độ tiêu thụ oxy ở vùng đầu bể
rất lớn, rất khó đáp ứng thỏa mãn được vì vậy một số biến hình được xây dựng
để khắc phục khó khăn trên: kỹ thuật chia dòng và sục khí nhỏ dần.
Biến hình chia dòng đầu vào được thực hiện bằng cách phân bố nước thải
thô vào nhiều vị trí dọc theo chiều dài của bể phản ứng để tạo ra giá trị F/M
đều nhau ở mọi vị trí, qua đó làm giảm nhu cầu oxy tăng đột biến ở vùng đầu
vào. Thông thường người ta thường sử dụng ba hoặc nhiều hơn điểm phân bố
dòng đầu vào. Biến hình chia dòng đầu vào có lợi thế về tính linh hoạt trong
vận hành.
Sục khí nhỏ dần là phương thức thay đổi cường độ sục khí dọc theo chiều
dài của bể: mạnh ở phía đầu vào và giảm dần về phía đầu ra.


7. 2. 1. 4. Hệ xử lý mẻ kế tiếp giai đoạn.

Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn (sequencing batch reactor) mới được phát
triển, được tiêu chuẩn hóa và áp dụng trong thực tế xử lý nước thải.
Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn là kỹ thuật phản ứng dạng tĩnh (ngắt đoạn):
xong mỗi mẻ sẽ nhận được một lần sản phẩm (nước đã được xử lý) kế tiếp giai
đoạn là các giai đoạn nạp liệu, phản ứng, lắng, gạn, chờ được thực hiện kế tiếp
nhau trong cùng một thiết bị phản ứng. Đặc trưng của phương pháp là tính chu
kỳ của quá trình xử lý.
Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn được ứng dụng trong thực tế lần đầu vào năm
1969 để xử lý nước thải, hệ được Irwine và Davis thiết kế và xây dựng.
Trên cơ sở tích lũy kinh nghiệm thiết kế, vận hành kỹ thuật điều khiển,
phương pháp mẻ kế tiếp giai đoạn được phát triển thành phương pháp tiêu
chuẩn và đã được áp dụng rộng rãi ở Australia, Mỹ (thập niên 80), Pháp, Nhật
(cuối thập kỷ 80) và ở Đức (cuối thập kỷ 90) [12, 13].
Mẻ kế tiếp giai đoạn được đặc trưng bởi sự kế tiếp các pha: nạp liệu, phản
ứng, lắng, gạn và chờ. Sơ đồ kỹ thuật được mô tả trong hình 7. 6.

Nạp liệu Phản ứng Lắng


Chờ
Vf
Vd


Vo

~ 131 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Nước thải

Bùn thải

Hình 7. 6. Sơ đồ hoạt động của kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn trong một chu kỳ.

Các pha được thực hiện kế tiếp nhau và được thực hiện trong một thời gian
nhất định. Bước thải bùn có thể thực hiện sau pha lắng hoặc vào cuối giai đoạn
phản ứng hoặc trong khi lắng. Thải bùn có thẻ thực hiện theo chu kỳ tuần,
ngày hoặc sau mỗi mẻ. Pha chờ có thể bỏ qua nếu như hệ được thiết kế bể
điều hòa hay bể tích trữ nước dư chưa xử lý kịp.
Pha nạp liệu và pha phản ứng có thể được phối hợp dựa trên việc sử dụng
năng lượng thông qua sục khí hay khuấy trộn cơ học. Đó là các kỹ thuật: nạp
liệu tĩnh, nạp liệu khuấy trộn, nạp liệu sục khí, phản ứng khuấy trộn, phản ứng
sục khí.
Nạp liệu tĩnh không cần sử dụng năng lượng, lợi dụng áp lực thủy tĩnh của
dòng chảy để đưa nước vào bể phản ứng, tích lũy cơ chất trong bể.
Nạp liệu khuấy trộn bằng cơ học hoặc do đối lưu tạo ra môi trường thiếu
khí hoặc yếm khí trong bể (thực hiện khử nitrat hoặc xử lý photpho).
Nạp liệu sục khí là sử dụng dòng khí để khuấy trộn trong khi nạp liệu tạo ra
môi trường hiếu khí. Trong điều kiện đó có thể xảy ra cả các quá trình thiếu
khí (do hàm lượng oxy chưa quá lớn). Phản ứng có khuấy trộn để hạn chế các
quá trình hiếu khí xảy ra, quá trình thiếu khí và một phần quá trình yếm khí
được thúc đẩy. Phản ứng có sục khí tạo điều kiện cho các quá trình hiếu khí
được thực hiện.
Một mẻ được thực hiện kể từ giai đoạn nạp liệu và kết thúc ở giai đoạn chờ
hoặc sau khi xả.
Thể tích nước thải nạp vào bình phản ứng của một mẻ (chu kỳ) là Vf cùng
với thể tích nước và sinh khối dư lại của chu kỳ trước là Vo. Tổng thể tích sau
khi nạp liệu V = Vo + Vf. Khi phản ứng kết thúc, sinh khối lắng, thải bùn dư
và thể tích nước trong Vf, hệ lại có thể tiếp tục một chu kỳ mới.
Các thông số cơ bản của kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn gồm:
- ti: thời gian phản ứng với pha i.
- tc: thời gian cho một chu kỳ, tc = ti.


~ 132 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
- Tỉ lệ thời gian nạp liệu FTR = tf / tc (fil time ratio)
- Tỉ lệ thay nước VER = Vf /V.
- Thời gian lưu thủy lực  = n.V/Q, n là số bình phản ứng, V là thể tích làm
việc của từng bình, Q là lưu lượng nước vào hệ thống xử lý. Thời gian lưu
thủy lực của từng bình i = tf. VER-1.
Ngoài các thông số mang tính đặc thù nêu trên, các thông số thông dụng
khác như thời gian lưu tế bào, tải lượng hữu cơ cũng được sử dụng như trong
thiết kế và vận hành đối với hệ liên tục hoặc lọc sinh học.
Do pha nạp liệu chiếm một phần thời gian của một chu kỳ nên cần thiết
phải có nhiều hơn một bình phản ứng để đáp ứng xử lý một dòng thải liên tục
hoặc là phải có bể dự trữ nước thô.
Số lượng bình phản ứng của một hệ sẽ xác định thời gian nạp liệu và thời
gian cho cả chu kỳ cũng như tỉ lệ thời gian nạp liệu.
Khi so sánh kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn với kỹ thuật dòng liên tục cho
thấy: Trong giai đoạn phản ứng, diễn biến của quá trình xử lý giống với diễn
biến trong dòng đẩy lý tưởng ở trạng thái ổn định. Sự khác nhau là ở chỗ duy
trì được tính ―lý tưởng‖ trong kỹ thuật mẻ gián đoạn, điều không thể thực hiện
trong dòng đẩy lý tưởng. Đặc trưng trên chỉ có được khi bước nạp liệu là tức
thời hoặc rất nhanh. Sự phân bố nồng độ cơ chất dọc theo chiều dài của bể
phản ứng dòng lý tưởng giống sự phân bố nồng độ theo thời gian trong bình
phản ứng mẻ kế tiếp giai đoạn (xem phần 7. 1. 1, 7. 1. 3).
Nếu bước nạp liệu chậm (nạp liệu có sục khí hoặc khuấy trộn) thì giai đoạn
ban đầu (đang nạp) diễn biến giống như trong kỹ thuật phản ứng liên tục
khuấy trộn đều, sau đó (chấm dứt nạp liệu) diễn biến tương tự như trong dòng
đẩy lý tưởng [1].
Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn cũng có thể vận hành theo phương thức liên
tục. Phương thức vận hành liên tục được mô tả như trong hình 7. 7. Hệ xử lý
bao gồm 4 bể, từng bể có thể vận hành đáp ứng từng chức năng riêng biệt
trong từng chu kỳ.


2
1


4 3



~ 133 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Hình 7. 7. Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn dòng liên tục.


Trong chu kỳ đầu tiên, nước thải được nạp vào bể 1, chảy qua bể 2, 3 và 4.
Các phản ứng hiếu khí (sục khí) hoặc thiếu khí và chừng mực n ào đó là yếm
khí (khuấy cơ học) có thể tiến hành tại các bể 1, 2, 3. Bể số 4 đóng vai trò bể
lắng thứ cấp.
Trong chu kỳ tiếp theo, bể số 4 đóng vai trò nạp liệu, bể số 1, 2 đóng vai trò
bể phản ứng, bể số 3 đóng vai trò của bể lắng. Chu trình tiếp theo đượ c thực
hiện tương tự theo cách: bể lắng của chu kỳ trước đóng vai trò của bể nạp liệu
ở chu kỳ sau, bể sát trước bể lắng của chu kỳ đóng vai trò bể lắng của chu kỳ
sau.
Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn dòng liên tục có tính linh hoạt cao trong vận
hành, đặc biệt để xử lý nước thải giàu hợp chất nitơ bằng cách duy trì thời gian
khuấy hay sục khí theo một tỉ lệ nào đó tại các bể phản ứng khác nhau.
Kỹ thuật trên đã được sử dụng để xử lý nước rác (biến động rất lớn về lưu
lượng và độ ô nhiễm) tại bãi rác Nam Sơn, Sóc Sơn, Hà Nội. Hệ được đưa vào
hoạt động từ tháng 9 năm 2002.
Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn còn có một ưu điểm nổi bật khác mà các
phương pháp bùn hoạt tính khác dễ mắc phải là hiện tượng bùn không lắng khi
tập đoàn vi sinh dạng sợi có mật độ cao. Thay đổi điều kiện dinh dưỡng của
môi trường theo nguyên tắc ―bỏ đói - ăn tiệc‖ (feast - famine) được áp dụng
thông qua bể lựa chọn (selector) trong các hệ xử lý có thể thực hiện dễ dàng
trong kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn (xem phần 7. 2. 1. 5).
Thiết kế hệ xử lý mẻ kế tiếp giai đoạn có thể dựa trên kết quả nghiên cứu
pilot nếu có thể tiến hành được. Với các loại nước thải công nghiệp việc
nghiên cứu đánh giá trong phòng thí nghiệm hoặc qua pilot là luôn cần thiết,
với loại nước thải sinh hoạt thì có thể vận dụng các kinh nghiệm có sẵn, tuy
nhiên cần phân tích kỹ các yếu tố về phương diện đầu tư xây dựng và chi phí
vận hành. Do các phương thức vận hành khác nhau ở các pha nạp liệu và gạn
đối với từng hệ thống riêng biệt nên phương pháp thiết kế cũng rất đa dạng,
khó trình bày theo một nguyên tắc chung. Trong hướng dẫn thiết kế của
German waste and wastewater Association (ATV) có đưa ra chi tiết về thiết kế
hệ phản ứng theo kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn (guideline M210) [13].
Nội dung chính của ATV-M 210 có thể tóm tắt như sau:


~ 134 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
- Các nguyên tắc xử lý sinh học đối với nước thải không có sự khác biệt khi sử
dụng kỹ thuật dòng liên tục hay gián đoạn. Vì vậy các thông số thiết kế áp
dụng cho hệ liên tục cũng áp dụng được cho kỹ thuật gián đoạn (hướng dẫn
kỹ thuật bùn hoạt tính, Guideline ATV-A131).
- Thiết kế hệ phản ứng mẻ kế tiếp giai đoạn bao gồm 6 bước: 1) Xác định
thông số đầu vào, 2) Cấu hình của quá trình (có hoặc không có bể điều hòa,
3) Xác định cách thức nạp liệu, thiết kế chu trình (thời gian lưu tế bào, tỉ lệ
thay nước, thời gian của một chu kỳ và từng pha, khởi động và kết thúc từng
bể phản ứng riêng lẻ, 4) Thiết kế thủy lực (số bể phản ứng, dung tích từng
bể, các bể phụ trợ, 5) Tính toán thiết bị (máy sục khí, bơm, khuấy cơ học, 6)
Thẩm tra, kiểm định (cân bằng nitơ, mô phỏng, thử pilot).
Thông số quan trọng nhất trong thiết kế là thời gian lưu tế bào, theo ATV -
M 210 được định nghĩa:

n.V . X .t r
c  (7-66)
t c .P( x)

n: Số bình phản ứng.
V: Thể tích của một bình.
X: Nồng độ vi sinh của bình sau khi đã nạp liệu.
P(x): Lượng bùn dư (kg.d-1).
tc: Thời gian cho một chu kỳ.
tr: Thời gian của pha phản ứng.
Quá trình lắng (pha lắng) được tính toán dựa trên đặc trưng chỉ số bùn SVI
(xem 7. 2). Quá trình lắng trong bể sử dụng kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn rất
giống với phương pháp thử nghiệm (để xác định SVI) về mặt thủy động (lắng
tĩnh) nên có thể dễ dàng đánh giá kết quả từ thực nghiệm. Tải lượng bề mặt
riêng qs (diện tích bể lắng cần thiết cho một đơn vị thể tích trong một giờ)
được chọn là 0,65m3.m-2.h-1. Tốc độ lắng của lớp bùn vi sinh vật được tính:

0,65
vs = (7-67)
X .SVI
Giai đoạn gạn thường được bắt đầu khi quá trình lắng chưa kết thúc với tốc
độ khá ổn định nhằm tiết kiệm thời gian. Với phương thức vận hành trên rất dễ
xảy ra quá trình trôi bùn theo dòng gạn. Để phòng tránh, trong giai đoạn gạn
cần phải đảm bảo lớp bùn phải luôn nằm dưới mặt nước ít nhất là 0,25m.



~ 135 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn có nhiều ưu điểm: rất linh hoạt trong vận
hành, dễ đáp ứng sự dao động về mức độ ô nhiễm, dễ tự động hóa khâu vận
hành và vì vậy nó có tốc độ phát triển nhanh nhất trong thời gian gần đây so
với các loại hình kỹ thuật khác, đặc biệt trong xử lý nước thải sinh hoạt qui mô
nhỏ và nước thải công nghiệp. Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn thường được áp
dụng cho qui mô 100 đến 25000 người (200 l/người), thông dụng cho qui mô
nhỏ hơn 5000 người. Tốc độ phát triển nhanh của kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn
còn có nguyên nhân khác là giá thành xây dựng không cao, diện tích sử dụng
thấp [13].


7. 2. 1. 5. Tính toán hệ xử lý bùn hoạt tính theo kinh nghiệm.

Trong phần trình bày về động học quá trình xử lý vi sinh (phần 6) và các
dạng kỹ thuật phản ứng trong phần 7, tất cả các hiện tượng và mối quan hệ thu
được đều dựa trên giả thiết (đơn giản hóa) là nước thải tại đầu vào không chứa
cặn không tan cũng như cơ chất cần quan tâm đều có tính sinh hủy, không
chứa các loại trơ. Giả thiết trên nhìn chung không phù hợp với thực tiễn trong
công nghệ xử lý nước thải, vì vậy thiết kế các hệ thống xử lý theo phương
pháp bùn hoạt tính trong thực tế dựa trên các mô hình động học sẽ chứa đựng
nhiều hạn chế. Vì lý do đó khi thiết kế hệ xử lý bùn hoạt tính người ta phát
triển một số phương pháp khác dựa trên các thông số chịu tải của quá trình
như tỉ lệ thức ăn/vi sinh, F/M, tải lượng hữu cơ, lượng sinh khối và thời gian
lưu tế bào hoặc với các chương trình tính tiêu chuẩn [14].
Tỉ lệ thức ăn/vi sinh được đặc trưng bởi tỉ lệ giữa khối lượng COD hay
BOD hay một loại cơ chất nào khác (NH4+, NO3- trong quá trình xử lý hợp
chất nitơ) vào hệ phản ứng với khối lượng của tổng sinh khối trong hệ trong
một ngày [xem biểu thức (7-55)].
Thời gian lưu tế bào: thời gian lưu sinh khối trong bể phản ứng [xem (6. 1.
5, biểu thức (7-36), (7-37)].
Lượng sinh khối dư là lượng vi sinh vật phát triển trong khi xử lý, dư ra so
với mật độ cần thiết cần phải loại bỏ ra khỏi hệ trong một ngày. Nó phụ thuộc
vào tính chất của nguồn nước thải, vào thời gian lưu tế bào và quá trình phân
hủy nội sinh.




~ 136 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

Hiệu suất sinh khối Y [biểu thức (6-13), (7-43), (7-51)] ít được sử dụng do
các thành phần hữu cơ sinh hủy không tan trong nước thải, cặn hợp chất vô cơ
trong dòng vào không được bao quát.
Tải lượng hữu cơ tính theo thể tích thể hiện mức độ chịu tải của một đơn vị
thể tích của khối phản ứng đối với chất hữu cơ trong một ngày, tính theo khối
lượng BOD hoặc COD hoặc một loại cơ chất nào đó trên một m3 trong một
ngày.
Từ kinh nghiệm hoạt động thực tế, các giá trị đặc trưng nêu trên có thể sử
dụng để thiết kế một hệ thống xử lý.
Khi đã lựa chọn được các thông số trên việc tính toán các thông số thiết kế
gồm: lựa chọn cấu hình và thể tích bể phản ứng, tính toán tốc độ quay vòng
bùn, tính lượng bùn dư, nhu cầu cấp oxy, tính toán bể lắng sơ cấp, xử lý bùn
thải.

Lựa chọn kỹ thuật phản ứng và tính thể tích bể phản ứng.
Ba loại kỹ thuật phản ứng chính sử dụng trong xử lý nước thải là: dòng đẩy
lý tưởng, dòng liên tục khuấy trộn đều và mẻ kế tiếp giai đoạn. Tiêu chí để lựa
chọn phụ thuộc vào qui mô xử lý (qui mô lớn thường sử dụng dạng dòng lý
tưởng), mức độ dao động ô nhiễm của dòng vào (dao động mạnh thường sử
dụng kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn hoặc khuấy trộn đều), điều kiện mặt bằng.
Thể tich bể phản ứng có thể tính theo một trong ba đặc trưng.
- Tính theo tỉ lệ F/M:
Q.S o
V (7-68)
X .( F / M )
- Tính theo thời gian lưu tế bào:
 c .Q.S o .Y
V (7-69)
X
- Tính theo tải lượng hữu cơ L:
Q.S o
V (7-70)
L
Các giá trị đặc trưng sử dụng để tính toán hệ xử lý bùn hoạt tính theo kinh
nghiệm được thể hiện ở bảng 7. 2.

Bảng 7. 2. Thông số thiết kế hệ xử lý bùn hoạt tính theo kinh nghiệm [11].




~ 137 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
c (d) 
X (g/m3)
Quá trình Qr/Q
F/M L gBOD/
3
gBOD/ (m .d) (h)
(gSK/d)
-Dòng lý tưởng 3-15 0,2-0,6 320-640 1000-3000 4-8 0,25-0,75
thông dụng
-Trộn đều 0,75-15 0,2-1,0 800-1900 860-6500 3-5 0,25-1,0
-Dòng lý tưởng 3-15 0,2-0,5 640-960 1500-3500 3-5 0,25-0,75
chia dòng đầu
vào
-Nitrat hóa một 8-20 0,05-0,2 80,320 1500-3500 6-15 0,5-1,5
giai đoạn
-Nitrat hóa tách 15-100 0,05-0,2 50-140 1500-3500 3-6 0,5-2,0
riêng
-Sục khí tăng 20-40 0,04-0,1 80-240 2000-8000 18-36 0,5-1,5
cường
-Mương oxy hóa 15-30 0,04-0,1 80-240 2000-8000 8-36 0,5-1,5
Mẻ kế tiếp giai 10-30 0,04-0,10 80-240 2000-8000 15-20 -
đoạn
Ghi chú: Qr/Q là tỉ lệ dòng hồi lưu bùn so với dòng vào. Thông số đặc trưng
cho nước thải sinh hoạt.

Tính thể tích bể phản ứng theo thông số tải lượng hữu cơ là đơn giản nhất
và đạt được hiệu quả với mức hợp lý chỉ khi thành phần của nước thải ổn định
và nồng độ vi sinh trong bể xử lý là ổn định. Trong thực tế cả hai điều kiện
trên ít khi được thỏa mãn. Tải lượng hữu cơ là thông số thứ cấp nên cần hết
sức thận trọng khi sử dụng và không thể sử dụng để thiết kế cho các hệ xử lý
phức tạp.
Thiết kế theo tỉ lệ F/M (còn gọi là mức độ chịu tải của bùn - sludge loading)
có thể sử dụng để tính toán cho các quá trình xử lý thông dụng. Thời gian lưu
tế bào có thể sử dụng để tính toán cho các quá trình mà trong đó tốc độ sinh
trưởng của vi sinh chậm như nitrat hóa hoặc phải xử lý các đối tượng khó sinh
hủy như xử lý phenol, cyanua. [6].
Trong nhiều năm qua phương pháp thiết kế dựa trên thông số F/M thường
được ưa chuộng đối với các hệ xử lý BOD truyền thống. Trong thời gian gần
đây với các sơ đồ bùn hoạt tính cải tiến (nhằm đáp ứng thêm các chức năng
khác: xử lý hợp chất nitơ, photpho theo phương pháp sinh học, hóa học) thì
việc sử dụng nó có độ tin cậy thấp, khó và nhiều khi là không thể.


~ 138 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Sử dụng thời gian lưu tế bào cho các quá trình xử lý hiếu khí nhìn chung
thích hợp cho phần lớn các trường hợp xử lý trong thực tế.
Do cách tính toán dựa trên rất nhiều đặc trưng không ổn định như theo
BOD và COD (tỉ lệ khác nhau trong từng loại nước thải), hoặc theo nồng độ
sinh khối tổng X, hoặc nồng độ sinh khối hữu hiệu (xem phần 7. 2) Xh mà tỉ lệ
Xh/X luôn thay đổi trong từng hệ thống nên khi sử dụng các thông số trên cần
được cân nhắc thận trọng.
Bảng 7. 3 ghi mối quan hệ giữa các thông số thiết kế và hiệu quả xử lý
BOD, COD với tỉ lệ F/M khác nhau [6].

Sử dụng giá trị của bảng 7. 3 để tính toán cho thể tích bể phản ứng với qui
mô xử lý phục vụ 10.000 người được trình bày trong ví dụ sau:
Nước thải tính theo đầu người được qui cho là 0,2 m3.d-1. Khối lượng BOD
cần xử lý trong ngày (lấy giá trị 0,4 kg BOD/m3) sẽ là: 10.000 người x 0,2
m3/(người. ngày) x 0,4 kg BOD/m3 = 800 kg BOD/ngày.
Sử dụng phương trình (7-68), (7-70) để tính thể tích bể phản ứng theo hai
phương án:
- Tính theo tải lượng hữu cơ:
Q.S o 2000m 3 .d 1.0,4kgBOD.m 3
V   1333m 3
0,6kgBOD.m 3 .d 1
L
-Tính theo tỉ lệ F/M
2000m 3 .d 1.0,4kgBOD.m 3
Q.S o
V   1666m 3
3 1 1
X ( F / M ) 5kg.m .0,15kgBOD.kg SKHH .d
Hai cách tính khác nhau không cho cùng kết quả vì các số liệu đưa ra chỉ
là khoảng trị số. Tính toán trên nhằm mục tiêu xử lý BOD đạt hiệu quả 90-
95%.

Bảng 7. 3. Hiệu quả xử lý BOD, COD (E) phụ thuộc vào tỉ lệ F/M.

Thông số Đơn vị Tỷ lệ F/M

hiệu (kgBOD/kgSK)
0,05-0,1 0,2-0,3 0,5-0,6
3
Nồng độ bùn tổng X kgSK/m 4,0-7,0 3,0-5,0 3,0-5,0
3
Nồng độ bùn hữu Xh kgSHHH/m 2,5-4,5 2,0-3,5 2,0-3,5
hiệu



~ 139 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
kgCOD/m3
Nồng độ bùn tính XCOD 3,5-6,5 3,0-5,0 3,0-5,0
theo COD
Tỉ lệ Xh/X - % 65-70 70-75 70-75
3
Tải lượng hữu cơ L kgBOD/(m .d) 0,2-0,6 0,6-1,5 1,5-3,0
Thức ăn/vi sinh F/M kgBOD/(kgSKHH.d) 0,08-0,15 0,3-0,45 0,7-0,85
Hiệu suất sinh khối YBOD kgSK/kgBOD 0,6-0,9 0,9-1,1 0,9-1,2
tính theo BOD
Hiệu suất sinh khối YCOD kgSK/kgCOD 0,3-0,5 0,4-0,6 0,4-0,6
tính theo COD
Hiệu quả xử lý theo E(BOD) % 90-95 85-90 80-90
BOD
Hiệu quả xử lý theo E(COD) % 75-85 70-80 65-80
COD
c
Thời gian lưu tế d 15-20 3-6 1-3
bào
* Ghi chú: số liệu trong bảng là của nước thải sinh hoạt. Nồng độ của dòng
vào: BOD = 200 - 400 mg/l, COD = 400 - 800 mg/l, T= 10oC, SK = khối
lượng sinh khối, SKHH: sinh khối hữu hiệu (thành phần hữu cơ trong sinh
khối còn có tên là chất rắn lơ lửng bay hơi do đốt).


Tính toán nhu cầu oxy và cấp khí.
Nhu cầu oxy cho một quá trình xử lý vi sinh dựa trên hai quá trình cơ bản:
oxy hóa và phân hủy nội sinh. Tính toán nhu cầu oxy có thể dựa trên phân tích
về tỉ lượng của phản ứng hoặc từ kinh nghiệm (xem 7. 2. 1).
Lượng oxy cần cấp cho hệ bùn hoạt tính trong thực tế không phải là giá trị
tính từ lý thuyết vì oxy có độ tan trong nước rất thấp, tốc độ hấp thụ oxy vào
nước phụ thuộc vào các điều kiện: độ muối (độ dẫn điện), nhiệt độ, chiều sâu
của lớp nước, tiết diện bề mặt lớp phân cách pha khí-lỏng, tốc độ khuấy trộn,
cấu hình của bể phản ứng, trạng thái bão hòa khí của nước. Đó là một hệ khá
phức tạp. Hòa trộn khí vào nước có hai phương pháp: sục khí cơ học và sục
khí phân tán.
Sục khí cơ học là sử dụng các thiết bị quay tạo ra các giọt nước nhỏ tiếp
xúc với không khí để oxy thấm vào đó (tương tự như máy khuấy cánh quạt sử
dụng trong các ao nuôi tôm thâm canh).
Sục khí phân tán là sử dụng dòng khí có áp suất để phân tán vào nước thông
qua hệ phân phối khí. Dòng khí áp suất có đủ năng lượng để khuấy trộn cho cả
khối phản ứng.


~ 140 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Hiệu quả sử dụng oxy phụ thuộc rất nhiều vào loại hệ phân phối khí, với
các hệ thô (tiết diện đầu phun lớn) hiệu quả đạt thấp, nằm trong khoảng 4-6%,
loại có đầu phun mịn đạt 8-12%, loại cực mịn có thẻ đạt tới 10-16%.
Với các thiết bị tốt nhất, trong điều kiện thuận lợi năng lượng tiêu tốn cho 1
kg oxy được sử dụng là 2kW [15].

Lắng thứ cấp.
Bể lắng thứ cấp có nhiệm vụ tách sinh khối ra khỏi nước, tách càng triệt để
càng tốt vì phần dư sẽ tiếp tục phân hủy trong môi trường nước nhận. Bể lắng
thứ cấp có hai nhiệm vụ: làm trong nước và cô đặc bùn vì vậy khi thiết kế phải
chú ý cả hai mục tiêu trên.
Đặc trưng quan trọng nhất của quá trình lắng là tải lượng bề mặt: một đơn
vị diện tích của bể lắng chịu tải bao nhiêu thể tích nước cần lắng trong một
giờ. Thông số tải lượng bề mặt phụ thuộc vào đặc trưng của bùn thông qua hai
chỉ tiêu cơ bản là chỉ số bùn và tốc độ lắng.
Chỉ số bùn (xem phần 7. 2) được xác định từ thực nghiệm bằng cách đo thể
tích bùn lắng sau thời gian 30 phút, sau đó xác định khối lượng của bùn lắng
(sấy ở 105oC). Chỉ số bùn SVI được tính:

Thể tích bùn lắng (ml/l)
SVI = (7-71)
Khối lượng bùn (g/l)

Bùn có khả năng lắng tốt có trị số SVI thấp (SVI < 100), khi giá trị SVI >
150 là hiện tượng mật độ vi sinh dạng sợi filaments đã khá cao, bùn rất khó
lắng.
Quá trình lắng trong bể lắng thứ cấp tuân theo cơ chế lắng vùng. Tốc độ
lắng có thể xác định từ thực nghiệm [3, 16]. Tốc độ lắng được sử dụng để tính
tải trọng bề mặt lắng:

vi
vs  (7-72)
A
vi: tốc độ lắng của bùn [m.h-1].
vs: Tải trọng bề mặt lắng [m3.m-2.h-1] (nếu tính theo ngày thì nhân với 24
(24giờ/ngày)).
A: hệ số an toàn (thường từ 1,75 đến 2,5).




~ 141 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Khi không có số liệu vi có thể áp dụng công thức Wilson để tính tốc độ lắng
[6]:

vi = vmax.exp(-K. 10-6.X) (7-73)
vmax: tốc độ lắng tối đa [m.h-1] (khoảng 7,01m.h-1).
K: hệ số, có giá trị khoảng 600 L/mg đối với hỗn hợp bùn-nước với chỉ số
SVI 150.
X: Nồng độ bùn [mg/l].
Tiêu chuẩn thiết kế bể lắng thứ cấp đối với vs nằm trong khoảng 0,7-1,2
m .m-2.h-1[17]. Thời gian lưu thủy lực nằm trong khoảng 2-3 giờ.
3


Kiểm soát hồi lưu bùn.
Duy trì nồng độ vi sinh trong bể phản ứng là yếu tố rất căn bản của quá
trình xử lý vi sinh. Do dòng vào hầu như không chứa vi sinh nên nó được bổ
xung từ bể lắng thứ cấp, được vận chuyển quay vòng về trộn với dòng đầu
vào. Trong bể lắng thứ cấp bùn lắng tạo thành một lớp dày theo chiều cao, mật
độ bùn cao ở đáy và thấp ở vùng cao. Nếu bơm bùn hồi lưu hoặc xả bùn không
chuẩn xác thì lớp bùn có thể chiếm cả chiều cao của cột nước. Bơm bùn hồi
lưu thường có công suất từ 50 - 100% đối với hệ xử lý ở qui mô lớn, tới 150%
đối với hệ xử lý nhỏ.
Rất nhiều kỹ thuật có thể sử dụng để tính toán tốc độ hồi lưu bùn dựa trên
mục tiêu: duy trì ổn định nồng độ vi sinh trong bể phản ứng hoặc duy trì lớp
bùn trong bể lắng với chiều cao ổn định trong khi vận hành. Kỹ thuật thông
dụng gồm: đánh giá khả năng lắng của bùn, kiểm soát chiều cao của lớp bùn,
cân bằng chất trong bể lắng và bể phản ứng, đánh giá chất lượng bùn [3].
Đánh giá khả năng lắng của bùn để xác định tốc độ quay vòng bùn khá đơn
giản: tốc độ quay vòng so với dòng đầu vào chính là tỉ lệ thể tích bùn lắng so
với thể tích nước trong (nước ở phần trên sau khi để lắng) khi hỗn hợp lấy từ
bể phản ứng được lắng sau 30 phút. Sử dụng ống đong Imhoff hình chóp thể
tích 1l có chia độ, đong đầy hỗn hợp từ bể phản ứng, đọc thể tích phần bùn
lắng so với phần nước trong nằm ở phía trên. Ví dụ sau 30 phút, thể tích bùn
lắng là 200 ml, thể tích phần nước trong là 800 ml. Để duy trì mật độ vi sinh
trong bể: 200 phần bùn (quay vòng từ bể lắng) và 800 phần nước trong (đầu
vào) thì tỉ lệ bơm bùn so với dòng vào là 200/800 = 25%.
Cũng có thể tính tốc độ quay vòng bùn trên cơ sở chỉ số bùn: trong thực tế
sau khi để lắng 30 phút thể tích bùn chiếm là Os (%), mật độ sinh khối trong bể


~ 142 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
phản ứng cần duy trì là Xm tính theo % (ví dụ 2500 mg/l = 0,25%). Tỉ số Os/X
chính là chỉ số bùn (không chứa đơn vị) SVI. Tốc độ bùn hồi lưu so với dòng
vào Qr/Q (%) chính là Os/(100%-Os) và Os = Xm. SVI.
Vậy Qr/Q(%) = Xm. SVI/(100-Xm. SVI). Ví dụ tỉ lệ thể tích bùn sau lắng
chiếm 30%, mật độ sinh khối trong bể phản ứng được duy trì là 2500 mg/l (=
0,25%). Vậy SVI = 120 (ml.g-1) và
Qr/Q = (0,25. 120)/(100-0,25. 120) =0,428 = 42,8%.
Quan trắc chiều cao của lớp bùn lắng cũng là biện pháp để kiểm soát tốc độ
hồi lưu bùn. Kinh nghiệm thực tế chỉ ra rằng chiều cao lớp bùn tối ưu là 0,3 -
0,9m, với chiều cao này nước được làm trong tốt hơn và mật độ bùn cao. Có
nhiều phương pháp và công cụ có thể sử dụng để quan trắc chiều cao lớp bùn.
Phương pháp này đòi hỏi sự chú ý quan sát khi vận hành.
Tốc độ quay vòng bùn cũng có thể tính toán trên cơ sở cân bằng vật chất
trong bể lắng thứ cấp. Giả thiết trong bể lắng chiều cao (lượng bùn) được duy
trì ở mức ổn định, lượng bùn thoát ra khỏi hệ thống theo nước đã xử lý có thể
bỏ qua.
Lượng bùn tích lũy (thay đổi) trong bể lắng là do: tăng từ bể phản ứng chảy
sang [(Q+Qr).X] và giảm do lượng bùn hồi lưu và xả lượng bùn dư (xem hình
7. 2):
X.(Q+Qr) - (Xr.Qr+Xr.Qw) = 0 (7-74)

X .Q  X r .Qw
Qr  (7-75)
Xr  X

Tốc độ hồi lưu bùn cũng có thể tính từ quá trình cân bằng chất trong bể
phản ứng. Giả thiết rằng trong thời gian tồn tại trong bể phản ứng (thời gian
lưu thủy lực) lượng vi sinh phát triển không đáng kể. Lượng sinh khối ra khỏi
bể phản ứng đúng bằng lượng đưa vào từ đường hồi lưu bùn, khi đó ta có:
Xr.Qr - X.(Q+Qr) = 0 (7-76)

X
Qr  Q. (7-77)
Xr  X

Phương pháp này chứa sai số lớn nếu tải lượng hữu cơ (F/M) cao.

Thải bùn dư.
Nhằm duy trì ổn định nồng độ vi sinh trong bể phản ứng, tải lượng hữu cơ
(F/M) và thời gian lưu tế bào, hàng ngày (hoặc theo một chu kỳ) lượng sinh


~ 143 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
khối dư cần phải thải ra khỏi hệ thống. Đường thải bùn dư thường là đường
hồi lưu bùn do mật độ bùn tại đó cao. Bùn này được đưa về bể cô đặc bùn,
tách nước (sử dụng chất trợ keo tụ, xem bảng 4. 4), nén ép, sấy khô hoặc được
đưa về ủ yếm khí (thu hồi khí metan) hoặc phân hủy hiếu khí nhằm phân hủy
thành phần hữu cơ trong sinh khối. Đó là quá trình ủ bùn với mục đích là ổn
định chất lượng bùn (không để phân hủy tiếp).
Hỗn hợp bùn-nước dư cần thải chủ yếu là nước, sinh khối chỉ chiếm 0,8-
1,0% khối lượng, vì vậy thông số để khống chế chính là thể tích của hỗn hợp
đó kết hợp với nồng độ vi sinh.
Tốc độ thải bùn dư Qw được tính trên cơ sở thời gian lưu tế bào [xem
phương trình (6-26)]

V .X
c  (7-78)
Qw . X r  Qe . X e

Giả thiết Xe = 0 ta có:

V .X
Qw  (7-79)
 c .X r

Để tính Qw cần biết nồng độ vi sinh tại bể phản ứng (X) và tại đường hồi
lưu (Xr).
Nếu sử dụng thông số thời gian lưu tế bào làm thông số kiểm soát quá trình
thì bùn dư được thải trực tiếp từ bể phản ứng chứ không phải từ đường hồi lưu
bùn. Tốc độ thải bùn dư từ bể phản ứng sẽ là:

V
Qw  (7-80)
c

Hàng ngày phải thải đi một lượng hỗn hợp bùn nước bằng tỉ lệ giữa thể tích
bể phản ứng với thời gian lưu tế bào.

Kiểm soát hiện tượng bùn khó lắng.
Bùn khó lắng (bulking) là hiện tượng hay gặp ở các bể lắng thứ cấp, nhất là
khi sử dụng kỹ thuật khuấy trộn đều. Tập đoàn vi sinh vật tồn tại trong hệ
thống xử lý nước thải có khả năng keo tụ - tập trung lại thành các tập hợp lớn
khá dễ dàng, với kích thước từ dưới mm đến vài mm trong điều kiện sục khí.
Hiện tượng keo tụ xảy ra được nhờ vi sinh vật tiết ra một vài loại polyme họ
polysaccarit, polyme có chức năng như chiếc cầu nối liên kết các các thể vi
sinh vật với nhau để tạo thành các tập hợp lớn. Tập hợp vi sinh có khả năng

~ 144 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
lắng tốt khi khối lượng riêng biểu kiến của cụm vi sinh (cụm keo tụ) lớn tức là
khoảng cách giữa các vi sinh vật ngắn, mật độ cao, nói cách khác là chúng có
cấu trúc đặc, ít xốp.
Bùn khó lắng là do cấu trúc của cụm keo tụ xốp, nhẹ mà nguyên nhân được
xác định là do sự có mặt của một số loại vi sinh dạng sợi dài có tên là filament.
Để ngăn chặn sự phát triển mạnh của vi sinh dạng sợi đòi hỏi phải thiết kế và
vận hành hệ thống xử lý nước thải hợp lý.
Sự phát triển của vi sinh dạng sợi bị ảnh hưởng bởi các yếu tố:
- Thành phần tạp chất trong nước thải. Chất ô nhiễm dễ sinh hủy họ đường
(glucose, maltose, lactose) trong nước thải mía đường, chế biến rau quả, tinh
bột thúc đẩy sự phát triển của vi sinh dạng sợi. Tạp chất khó sinh hủy trong
nước thải của công nghiệp hóa chất, hóa dầu, dệt nhuộm, nước thải hỗn hợp
ít thúc đẩy sự phát triển của chúng.
- Nồng độ oxy hòa tan: Vi sinh vật nằm trong tập hợp keo tụ cũng cần được
cung cấp oxy, vi sinh vật nằm ở phía bên trong hạt keo tụ ít có cơ hội nhận
được oxy so với vi sinh vật nằm ở phía ngoài do oxy phải khuyếch tán qua
một quãng đường dài hơn từ ngoài môi trường nước vào và bị tiêu hao bởi vi
sinh ở phía ngoài hạt keo tụ. Mức độ cạn kiệt, thiếu oxy cho vi sinh vật ở
phía trong tăng lên khi mật độ vi sinh cao, độ ô nhiễm thấp, tức là tải lượng
hữu cơ (F/M) nhỏ. Do độ dài của vi sinh vật dạng sợi (1 - 4 m), tỉ lệ diện
tích so với thể tích của chúng lớn hơn các dạng khác nên khả năng hấp thu
oxy và cơ chất tốt hơn loại có dạng khác như hình cầu, chúng vẫn có khả
năng thu nhận oxy ngay cả khi nồng độ oxy ở mức thấp hơn 0,1 mg/l trong
khi các chủng loại vi sinh khác không có khả năng đó.
Vi sinh vật dạng sợi là loại có sức sống dai trong hoàn cảnh môi trường
khắc nghiệt, thiếu thốn, vì vậy nên hiện tượng bùn khó lắng xảy ra thông
thường trong điều kiện thiếu cơ chất hoặc thiếu oxy. Điều đó chính là nguyên
nhân xuất hiện bùn khó lắng trong các hệ xử lý khuấy trộn đều, ít xuất hiện
trong kỹ thuật xử lý gián đoạn hoặc dòng đẩy lý tưởng. Trong kỹ thuật gián
đoạn giai đoạn đầu nồng độ cơ chất cao và giảm theo thời gian. Trong kỹ thuật
dòng lý tưởng, nồng độ cơ chất cao tại phía đầu vào và giảm về phía cuối, còn
trong kỹ thuật khuấy trộn đều thì nồng độ cơ chất bị pha loãng ngay từ khi
dòng thải vào hệ thống và ngang với nồng độ ra khỏi hệ thống, tức là luôn luôn
thấp.




~ 145 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Một trong những nguyên nhân khác trong xử lý nước thải công nghiệp là do
nước thải thiếu nguồn dinh dưỡng nitơ, photpho, ví dụ trong xử lý nước thải
giấy. Có nghiên cứu chỉ ra rằng để không xảy ra hiện tượng bùn khó lắng cần
nồng độ amoni và photphat tan tối thiều là 1,5 mg/l và 0,5 mg/l trong nước thải
sau xử lý.
Tình trạng nghèo cơ chất, loại đa cũng như vi lượng, thiếu oxy là nguyên
nhân thúc đẩy vi sinh vật dạng sợi trong tập hợp keo tụ phát triển và gây ra
hiện tượng bùn khó lắng.
Trong điều kiện ngược lại, các chủng vi sinh có khả năng keo tụ tốt sẽ phát
triển mạnh áp đảo vi sinh dạng sợi.
Để ức chế vi sinh dạng sợi và thúc đẩy loại vi sinh có tính năng keo tụ tốt
cần phải tạo ra được một động lực mạnh thúc đẩy quá trình khuyếch tán của cơ
chất (BOD) và oxy vào sâu trong lòng hạt keo tụ. Sử dụng kỹ thuật gián đoạn
hoặc dòng đẩy lý tưởng đáp ứng được mục đích trên ở giai đoạn đầu (thời
gian) trong kỹ thuật gián đoạn và ở phía đầu vào (vị trí không gian) trong kỹ
thuật dòng lý tưởng.
Với các hệ thống xử lý theo kỹ thuật khuấy trộn đều giải pháp được áp
dụng là ghép thêm một hệ được gọi là chọn lọc vi sinh, đơn vị công nghệ này
được ghép trước các đơn vị công nghệ xử lý sinh học. Lượng bùn quay vòng
tiếp xúc trực tiếp với dòng nước thô có độ ô nhiễm cao nhất sau một thời gian
nhất định rồi mới tiến hành các quá trình tiếp theo.
Cơ sở khoa học của giải pháp trên liên quan đến hiện tượng hấp phụ sinh
học xảy ra trong hệ xử lý.
Chất hữu cơ trong nước thải được chuyển hóa do tạo thành tế bào và do
phản ứng oxy hóa là cơ chế cơ bản trong xử lý nước thải, tuy vậy trước khi
xảy ra phản ứng trên, quá trình diễn biến còn có thêm một số giai đoạn khác:
- Khi nước thải chứa tạp chất ô nhiễm tiếp xúc với sinh khối, các tạp chất dạng
huyền phù, không tan (hữu cơ và vô cơ) bị lôi cuốn và bám dính vào với sinh
khối. Quá trình này xảy ra nhanh và phụ thuộc vào điều kiện tiếp xúc (khuấy
trộn) của hệ.
- Tạp chất dạng keo bị hấp phụ trên các tập hợp vi sinh vật.
- Tạp chất tan hấp phụ trên tập hợp vi sinh. Hiện còn tồn tại một số nghi vấn
xung quanh hiện tượng hấp phụ trên sinh khối: chất hữu cơ tan tạo phức chất
dạng enzym với tế bào vi sinh vật hoặc hấp phụ trên bề mặt tế bào theo cơ
chế hấp phụ vật lý, chất hữu cơ tồn tại trên bề mặt hay ở trong tế bào hay ở


~ 146 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
cả hai trạng thái với tư cách là chất dự trữ. Mức độ hấp phụ cơ chất phụ
thuộc vào nồng độ vi sinh vật, tuổi bùn cũng như bản chất hóa học của chất
hữu cơ. Tốc độ hấp phụ sinh học khá nhanh, đạt cân bằng trong khoảng thời
gian dưới 30 phút.
Sinh khối từ các hệ thống xử lý gián đoạn và dòng đẩy lý tưởng có khả
năng hấp phụ tốt hơn loại từ hệ khuấy trộn đều. Cả ba cơ chế trên bắt đầu hoạt
động ngay từ khi vi sinh vật tiếp xúc với nước thải. Dạng hữu cơ không tan
tiếp tục bị phân hủy (thủy phân) tạo thành các chất nhỏ hơn làm nguyên liệu
cho tổng hợp tế bào và oxy hóa. Thời gian phân hủy phụ thuộc bản chất của
chất hữu cơ và hoạt tính của vi sinh vật. Nhờ có lượng cơ chất dự trữ do hấp
phụ trên sinh khối, tốc độ tổng hợp tế bào hầu như không thay đổi trong một
khoảng thời gian nhất định khi nồng độ cơ chất tan trong nước đã giảm đáng
kể.
Bể chọn lọc vi sinh hoạt động dựa trên nguyên tắc đã trình bày. Trong bể
chọn lọc, sau khi bùn hồi lưu được trộn lẫn với nước đầu vào đạt mật độ vi
sinh bằng với mật độ của khối phản ứng nhưng nồng độ cơ chất thì cao hơn, tỉ
lệ F/M lớn tạo điều kiện thuận lợi cho quá trình hấp phụ vi sinh. Sự chênh lệch
cao của nồng độ cơ chất giữa phía ngoài và trong của tập hợp vi sinh thúc đẩy
dòng khuyếch tán, cung cấp nhiều cơ chất để các loại vi sinh có tính năng keo
tụ tốt phát triển, lấn át loại vi sinh dạng sợi. Vi sinh dạng sợ i có khả năng tích
trữ cơ chất thấp hơn so với loại kia. Khi dòng nước thải từ bể chọn lọc thâm
nhập vào hệ xử lý chính thì nồng độ cơ chất tan đã giảm đi nhiều và là nguồn
cung cấp cho cả hai loại vi sinh: dạng sợi và dạng dễ keo tụ, dạng sợi có tỷ
trọng không cao trong môi trường nước phản ứng.
Có nhiều phương pháp tính toán thiết kế bể chọn lọc nhưng cơ bản nhất là
dựa trên tỷ lệ F/M hoặc mức độ tải của sinh khối (bùn) với mục tiêu là tạo đủ
thời gian tiếp xúc giữa sinh khối và cơ chất tan để sinh khối hấp phụ tối đa cơ
chất. Nếu sinh khối hấp phụ được 60 -75% cơ chất tan từ nước nguồn vào thì
quá trình ức chế vi sinh dạng sợi sẽ đạt hiệu quả tốt [22]. Nếu mật độ vi sinh
thấp, lượng cơ chất tan được hấp phụ thấp hơn, nồng độ cơ chất ―lọt‖ vào hệ
xử lý chính cao hơn sẽ thúc đẩy vi sinh dạng sợi phát triển.
Thời gian tiếp xúc (thời gian lưu thủy lực) của bể chọn lọc nằm trong
khoảng 20 - 60 phút, sử dụng một bể hoặc các bể nối tiếp nhau (thường là 3)
trong điều kiện yếm khí, thiếu khí hay hiếu khí đều có tác dụng [11].




~ 147 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Khi sử dụng ba bể chọn lọc nối tiếp nhau trong điều kiện hiếu khí, mức độ
tải bùn của các bể chọn lọc đứng sau nên thấp dần, ví dụ [23].
Bể thứ 1: 12 kg COD/(kgSK.d)
Bể thứ 2: 6 kg COD/(kgSK.d)
Bể thứ 3: 3 kg COD/(kgSK.d)
Bể chọn lọc dưới điều kiện thiếu khí (giai đoạn công nghệ tiếp ngay sau đó
là giai đoạn thiếu khí - khử nitrat) sử dụng tải lượng thấp hơn vì ngay tại bể
chọn lọc đã xảy ra quá trình khử nitrat:
Bể thứ 1: 6 kg COD/(kgSK.d)
Bể thứ 2: 3 kg COD/(kgSK.d)
Bể thứ 3: 1,5 kg COD/(kgSK.d)
Ngoài giải pháp sử dụng bể chọn lọc vi sinh, hiện tượng bùn khó lắng cũng
có thể xử lý bằng cách sử dụng hóa chất: clo hoạt động, hydro peroxit (H2O2),
thay đổi nồng độ oxy trong bể hiếu khí, thay đổi vị trí dòng vào bể hiếu khí để
thay đổi tỉ lệ F/M, bổ xung thêm dinh dưỡng (N, P).


Hệ lọc sinh học.
7. 2. 2.


7. 2. 2. 1. Các quá trình cơ bản.

Hệ lọc sinh học có đặc trưng quan trọng nhất là vi sinh vật bám vào bể mặt
của chất rắn, gọi là chất mang, tạo thành màng vi sinh. Màng sinh học là lớp
khá đặc bám vào chất rắn khá chặt để không bị bong tơi. Thời gian lưu thủy
lực (tiếp xúc) với nước ngắn nên vi sinh vật tự do trong nước ít có cơ hội bám
dính vào màng, thường bị rửa trôi theo dòng chảy.
Yếu điểm của kỹ thuật lọc sinh học so với kỹ thuật huyền phù là hiệu quả
xử lý thấp hơn vì trước khi cơ chất được vi sinh vật sử dụng đã xảy ra một loạt
các quá trình chuyển khối: từ nước tới bề mặt màng, khuyếch tán qua màng,
chuyển khối trong lớp lọc. Quá trình chuyển khối không chỉ liên quan đến cơ
chất mà còn của các hợp chất hóa học với tư cách là nguyên liệu (oxy, các chất
dinh dưỡng...) và các sản phẩm đã chuyển hóa. Tốc độ của hầu hết các quá
trình chuyển khối rất chậm, đặc biệt là quá trình khuyếch tán qua màng nên
thường là yếu tố khống chế toàn bộ tiến trình động học xử lý nước thải. Các
quá trình chính cần được quan tâm là: chuyển khối qua màng vi sinh, chuyển



~ 148 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
khối qua màng thủy lực là hai quá trình liên quan chặt chẽ với hiện tượng
khuyếch tán phân tử.

Khuyếch tán phân tử.
Khuyếch tán là hiện tượng vận chu yển vật chất ở mức độ phân tử do sự
chuyển động nhiệt (động năng) gây nên. Vật chất được chuyển từ nơi có nồng
độ cao tới nơi có nồng độ thấp (trong cùng pha), động lực của quá trình
khuyếch tán là sự chênh lệch nồng độ theo vị trí không gian. Quá trình
khuyếch tán được xem là kết thúc nếu nồng độ của chất khuyếch tán tại mọi vị
trí có giá trị như nhau dưới góc độ vĩ mô (quan sát và đo được) nhưng về thực
chất quá trình khuyếch tán vẫn diễn biến tiếp tục trong trạng thái ổn định.
Ví dụ, ta hãy quan sát một mùi thơm nào đó trong một phòng rộng kín gió:
mùi thơm đậm nhất là ở sát vị trí đặt nó, càng xa mùi thơm càng giảm. Từ vị
trí đặt nó, các phân tử thơm tỏa ra về mọi hướng, và các các phân tử tại các vị
trí xa cũng tỏa về phía nguồn chất thơm. Tuy vậy xác suất các phân tử tỏa về
các hướng là khác nhau. Ở các vị trí gần nguồn mật độ phân tử các chất thơm
cao nên số phân tử tỏa ra các hướng lớn hơn từ các hướng tỏa lại nguồn do mật
độ của chúng càng xa càng thấp.
Hiện tượng khuyếch tán được Fick mô tả qua hai định luật khuyếch tán:
định luật I và định luật II [4, 5].
Định luật I mô tả lượng chất được vận chuyển qua khuyếch tán n (mol) theo
thời gian (t) tỉ lệ thuận với sự chênh lệch nồng độ (C) dọc theo chiều khuyếch
tán dC/dx và tiết diện khuyếch tán A. Phương trình mô tả định luật I có dạng:

dn dC
  D. A. (7-81)
dt dt
D là hệ số khuyếch tán, đơn vị của nó: diện tích/thời gian (cm 2.s-1, m2.h-
1
...). Dấu (-) chỉ hiện tượng vật lý là khuyếch tán diễn biến về phía nồng độ
thấp.
Phương trình (7-81) được sử dụng để mô tả cho trường hợp ổn định, tức là
trong cả một đoạn đường x nào đó, nồng độ C tại từng điểm trên đó luôn chỉ
có một giá trị trong suốt thời gian phản ứng. Điều đó đồng nghĩa với dC/dx =
C/x hoặc C = Co + k.x (k là hằng số).
Phương trình (7-81) chỉ có thể sử dụng đối với một pha đồng nhất (trong
nước, trong không khí), đối với một hệ chứa nhiều pha (rắn, lỏng, khí) thì cứ
ứng với một pha cần một phương trình mô tả riêng, môi trường ranh giới giữa


~ 149 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
các pha cũng được mô tả riêng. Hệ số khuyếch tán được giả thiết là không phụ
thuộc vào nồng độ.
Trong trường hợp nồng độ biến động theo thời gian trên từng vị trí do một
vài yếu tố nào đó trên đường khuyếch tán như phản ứng hóa học, quá trình
sinh học (ví dụ tại vị trí nào đó, vi sinh vật tiêu thụ nhiều oxy thì nồng độ oxy
tại đó bị suy giảm) thì quá trình khuyếch tán được mô tả qua định luật thứ II:

C  2C
 D. 2  D.C (7-82)
t x
Phương trình vi phân riêng (7-82) mô tả sự biến động nồng độ theo hai biến
(riêng) là thời gian và tọa độ không gian. C là toán tử Laplace.
Phụ thuộc vào điều kiện ban đầu và điều kiện biên của bài toán, lời giải của
(7-82) rất đa dạng và được sử dụng rộng rãi trong rất nhiều lĩnh vực [18, 19].
Đặc điểm đáng chú ý từ lời giải của (7-82) là sự suy giảm nồng độ do quá
trình khuyếch tán bị tác động đồng thời bởi hai yếu tố (biến số) là thời gian và
vị trí: vị trí càng xa nguồn thì nồng độ càng thấp, thời gian càng dài thì tại một
vị trí nồng độ cũng càng giảm. Tính chất trên được thể hiện:
x12 : x2 : ... : xn  t1 : t 2 : ... : t n , tức là x2/t = hằng số, ý nghĩa của mối quan hệ
2 2


trên được hiểu là tại một thời điểm t nào đó ở các vị trí x 1, x2, x3 (x1t3) nồng độ chất
khuyếch tán tương ứng cũng giảm. Mức độ tăng (giảm) của nồng độ vào t và x
theo tương quan x2/t = hằng số. Ví dụ tại thời điểm 1 giây, nồng độ tại các
điểm x1 = 1cm, x2 = 4 cm, x3 = 9 cm là C1, C2, C3, trong đó C1>C2>C3, khi
thời gian khuyếch tán tăng lên, nồng độ tại x2, x3 tăng theo và C2 = C1 sau 16
giây, C3 = C1 sau 81 giây, tức là 1:42:92 = 1: 16:81.
Bằng lý thuyết, Einstein (1905) chứng minh được x 2/t = 2D. Cơ chế
khuyếch tán khác nhau trong từng trường hợp là khác nhau: trong pha khí l à
do các phân tử va chạm lẫn nhau, trong môi trường nước là do các phân tử
khuyếch tán dịch chuyển (nhảy) từ ―lỗ trống‖ nọ sang ―lỗ trống‖ khác do động
năng của chúng. Chất lỏng nói chung và nước nói riêng có cấu trúc tập hợp
không ổn định về trật tự, ngoài phần thể tích bị phân tử chiếm chỗ còn tồn tại
các lỗ hổng, khi nhiệt độ tăng thì phần thể tích lỗ hổng cũng tăng theo gây hiện
tượng tăng thể tích và tăng khả năng hòa tan đối với nhiều loại chất rắn.




~ 150 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Khả năng vận chuyển chất do khuyếch tán phụ thuộc vào trị số của hệ số
khuyếch tán: phân tử nhỏ có tốc độ khuyếch tán cao, cũng như phụ thuộc vào
tương tác giữa chất khuyếch tán với môi trường khuyếch tán: tương tác yếu ở
dạng khí, mạnh hơn ở môi trường chất lỏng, đặc biệt mạnh trong môi trường
chất rắn xốp hoặc đặc.
Giá trị hệ số khuyếch tán trong pha khí (nhiệt độ bình thường) nằm trong
khoảng 0,1 - 1,0 cm2/s, trong chất rắn nằm trong khoảng 10-8 - 10-14 cm2/s [4].
Hệ số khuyếch tán phụ thuộc vào nhiệt độ ở mức độ T0,5 (T là nhiệt độ tuyệt
đối) trong pha khí và dạng hàm mũ đối với khuyếch tán trong pha lỏng và rắn:
D = Do.e-E/RT (7-83)
Do là hằng số không phụ thuộc vào nhiệt độ.
EA: Năng lượng hoạt hóa cho quá trình khuyếch tán.
R: Hằng số khí.
T: Nhiệt độ tuyệt đối.
Sự thay đổi D theo nhiệt độ phụ thuộc vào giá trị của EA, thay đổi lớn trong
cùng khoảng nhiệt độ khi EA lớn (giá trị của EA thường từ 4 - 10 kcal/mol).
Ngoài cơ chế chuyển khối do khuyếch tán còn tồn tại hầu như đồng thời là
chuyển khối do đối lưu (tự nhiên hoặc cưỡng bức). Ví dụ khi một nồi nước
được đun nóng từ đáy, nước nóng từ dưới được vận chuyển lên phía trên do
nhẹ hơn nước lạnh (đối lưu tự nhiên) hoặc dùng bơm để tạo ra một dòng khí
hay chất lỏng chuyển động (đối lưu cưỡng bức). Đối lưu cưỡng bức thường
được đặc trưng bởi tốc độ dòng thẳng.
Trong một hệ đồng thời xảy ra các quá trình khuyếch tán phân tử, đối lưu
và phản ứng hóa học thì sự biến đổi nồng độ của một chất được mô tả:

C C  2C
  v.  D. 2  k . f (C ) (7-84)
t x x
[So sánh với các phương trình (7-15), (7-16), (7-17)].
Một hệ lọc sinh học bao gồm nhiều pha và bề mặt phân cách pha: giữa các
khối chất mang (hạt) là pha khí (lọc khô) hoặc nước (lọc ngập nước). Trên bề
mặt chất mang là màng vi sinh có độ dày nhất định (0,5-1,0 mm) và khá đặc.
Phía ngoài lớp màng vi sinh là một lớp nước mỏng gọi là màng thủy lực, màng
thủy lực có tính năng về phương diện chuyển khối khác với nước, không khí
hay màng vi sinh. Các quá trình chuyển khối xảy ra trong nước (khí), qua
màng thủy lực, màng vi sinh. Phản ứng hóa học (sinh hóa) xảy ra trong lớp


~ 151 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
màng sinh học. Các quá trình chuyển khối sẽ làm chậm tốc độ phản ứng: tốc
độ chuyển khối nhanh thì kìm hãm ít, tốc độ chuyển khối chậm thì kìm hãm
nhiều. Phần tiếp theo sẽ quan sát một số ảnh hưởng của quá trình chuyển khối
lên hiệu quả xử lý nước thải khi sử dụng kỹ thuật lọc sinh học.


7. 2. 2. 2. Chuyển khối qua màng thủy lực.

Giữa các khối (hạt chất rắn) trong bộ lọc sinh học là các khoảng không gian
rỗng, tùy thuộc vào kích thước vật mang, thể tích rỗng trong bộ lọc có thể
chiếm tới 80 -90% của bộ lọc. Quá trình chuyển khối trong vùng không gian
rỗng phụ thuộc vào kỹ thuật lọc là quá trình khuyếch tán trong pha khí (lọc
khô) hay trong nước (lọc ngập nước) và quá trình chuyển khối cưỡng bức. Tốc
độ chuyển khối do đối lưu cưỡng bức có tốc độ lớn hơn nhiều so với khuyếch
tán và có thể tăng cường khá dễ dàng. Vì vậy trở lực do chuyển khối chủ yếu ở
giai đoạn khuyếch tán qua màng thủy lực và màng vi sinh vật. Hình 7. 8. mô tả
sơ đồ của hai lớp màng trên và phân bố nồng độ của một loại cơ chất nào đó
dọc theo chiều dày của màng.
Trong hình 7. 8, tại x = 0 là bề mặt của chất mang, màng vi sinh vật bám
trên bề mặt đó có độ dày là L1, tiếp đến màng thủy lực (nước) có độ dày là L2,
khoảng cách tiếp theo là vùng không gian rỗng giữa các chất mang. Một cơ
chất nào đó như chất hữu cơ, oxy hoặc chất dinh dưỡng (N, P) được đưa từ
nước thải hoặc từ không khí (oxy) vào vùng không gian rỗng, qua màng thủy
lực và tiếp tục vào màng vi sinh. Cơ chất được tiêu thụ ở trong lớp màng vi
sinh, nói cách khác phản ứng chỉ xảy ra trong màng vi sinh chứ không xảy ra ở
các vị trí khác.



Màng thủy lực Không gian rỗng trong cột
Màng vi sinh
Bề mặt chất mang




So
Nồng độ cơ chất S




S1




~ 152 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
L1 L2
0 x

Hình 7. 8. Sơ đồ màng vi sinh và màng thủy lực trong cột lọc sinh học và phân
bố nồng độ trong đó.


Màng thủy lực có độ dày rất nhỏ, chỉ cỡ phần ngàn mm ( m), nhỏ hơn
nhiều so với màng vi sinh (0,5-1,0 mm). Màng thủy lực được cấu tạo từ nước
nhưng tính linh động của các phân tử nước trong đó thấp hơn so với nước ở
trạng thái bình thường - khuyếch tán của một chất nào đó qua màng có thể coi
là khuyếch tán của nó trong môi trường nước trong cùng điều kiện.
Nồng độ của chất khuyếch tán ở phía ngoài màng được xem là ổn định, có
giá trị là So, tại phía đầu khác của màng là S1 luôn thấp hơn So (bị tiêu hao) và
vì vậy sẽ xuất hiện quá trình khuyếch tán của cơ chất theo hướng từ ngoài vào
trong lớp màng thủy lực.
Áp dụng định luật khuyếch tán I cho trường hợp trên, phương trình (7-81)
được viết thành:

dC
  .( S o  S1 )
ns   D.
 (7-85)
dL

n s : lượng chất vận chuyển trong một đơn vị thời gian trên một đơn vị tiết

diện [mol.m-2.s-1 hoặc g.m-2.s-1].
: Hệ số chuyển khối;  = D/L2 (L2 khó xác định từ thực nghiệm mà chỉ xác
định được D/L2) [m.s-1].
dC
được thay bằng (So - S1)/L2 là do giả thiết quá trình diễn ra trong trạng
dL
thái ổn định, dC/dx = C/x.
D: hệ số khuyếch tán của cơ chất trong nước [m2.s-1].
Tốc độ chuyển khối n s tỉ lệ thuận với sự chênh lệch nồng độ (So-S), với

hệ số khuyếch tán D và tỉ lệ nghịch với độ dày (L2) của lớp màng thủy lực.
Lượng chất vận chuyển do khuyếch tán qua màng phụ thuộc tuyến tính vào
tiết diện khuyếch tán A. Với cùng một khối lượng chất mang, kích thước của
chất mang càng nhỏ thì tổng diện tích A trong cột lọc càng lớn, A tương ứng
với diện tích mặt ngoài của chất mang.




~ 153 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Giả sử chất mang có dạng hình cầu với bán kính R, khối lượng riêng  thì
tiết diện mặt ngoài A của từng hạt là:

3
A (7-86)
R.

A: Diện tích riêng của hạt hình cầu quy theo khối lượng [m2.kg-1]
: Khối lượng riêng [kg.m-3].
Với các loại chất mang (đệm sinh học) được tạo thành khối từ các loại
nhựa, ví dụ như dạng tổ ong thì diện tích bề mặt của nó thường được cho biết
với tư cách là chỉ tiêu kỹ thuật của sản phẩm, ví dụ loại 200 m2.m-3. Đó là tiết
diện hình học của vật liệu mang.


7. 2. 2. 3. Quá trình trong màng sinh học.

Tiếp xúc trực tiếp với màng thủy lực là màng sinh học và phía đối diện là
chất mang đặc chỉ đóng vai trò chất cố định vi sinh, không tham gia vào bất cứ
quá trình chuyển khối hay phản ứng nào của hệ.
Dọc theo chiều dày của màng sinh học xảy ra quá trình khuyếch tán và
đường khuyếch tán kết thúc tại điểm tiếp giáp với chất mang. Nồng độ chất
khuyếch tán giảm từ phía ngoài vào trong do khuyếch tán và do bị tiêu thụ bởi
các phản ứng hóa học xảy ra trong màng. Trong màng xảy ra hai quá trình:
cung cấp nguyên liệu cho phản ứng hóa học do quá trình khuyếch tán, tiêu thụ
nguyên liệu do phản ứng. Khi nguyên liệu cho phản ứng dồi dào, thỏa mãn cho
phản ứng thì phản ứng sẽ xảy ra với tốc độ không kém hơn so với nó trong
trường hợp phản ứng trong thể tích nước. Khi nguồn nguyên liệu không đáp
ứng đầy đủ do khuyếch tán chậm thì tốc độ phản ứng sẽ chậm theo phù hợp
với lượng nguyên liệu được cung cấp. Trong trường hợp này quá trình phản
ứng (xử lý) bị khống chế bởi quá trình khuyếch tán.
Để thiết lập được phương trình toán học mô tả mối quan hệ trên cần phải áp
dụng một số giả thiết:
- Màng vi sinh có tính đồng nhất và có chiều dày là L1.
- Quá trình khuyếch tán có thể mô tả qua định luật khuyếch tán Fick I.
- Hệ số khuyếch tán trong màng không thay đổi, được đặc trưng bởi De.
- Phản ứng hóa học xảy ra trong màng có tính chất không thuận nghịch và
được mô tả qua các phương trình động học thông dụng.


~ 154 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
- Quá trình xảy ra ở trạng thái ổn định.
Phương trình thăng bằng chất cho một đoạn dx (của L1) được xác lập trên
cơ sở:
Tốc độ khuyếch tán từ x+dx - tốc độ khuyếch tán tại x = tốc độ phản ứng
hóa học xảy ra trong dx.
Điểm x=0 là tại vị trí tiếp giáp với chất rắn, có tên gọ là màng phẳng bán
giới hạn.
Kết quả thu được mô tả phương trình thăng bằng chất dạng vi phân:

d 2S
De. 2  k . f ( S )  vi (7-87)
dx
vi là tốc độ phản ứng hóa học.
k.f(S) là tốc độ phản ứng. Đối với phản ứng bậc 0, 1, 2 thì tốc độ phản ứng
có các dạng tương ứng k, kS và kS2. (xem 7. 1. 1), k là hằng số tốc độ. Từ (7-
87) ta có:

d 2S k
 . f (S ) (7-88)
2
dx De

(7-88) là phương trình vi phân thường bậc hai và có thể giải theo các
phương pháp tiêu chuẩn. Để thuận lợi cho việc giải phương trình không bị ảnh
hưởng bởi các đơn vị của các thông số, thông số được gọi là modul khuyếch
tán Thiele được định nghĩa:

  L k.S n 1 / De (7-89)

Với n là bậc của phản ứng hóa học (số nguyên: 0, 1, 2, 3,...). Phương trình
(7-88) viết theo  có dạng:

2
d 2S
 .S  b 2 .S (7-90)
2 2
L
dx

với b = /L.
Lời giải của phương trình tiêu chuẩn (7-88) có dạng:
S = C1.eb.x + C2.e-b.x (7-91)

C1, C2 là các hằng số tích phân và có thể tính được từ các điều kiện biên và
ban đầu [6, 19]:



~ 155 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
S
 cosh(b.x / L1 )  tanh b.sinh(b.x / L1 ) (7-92)
S1

Biển đổi tiếp sẽ nhận được:

S cosh[b.(1  x / L1 )]
 (7-93)
S1 cosh b

Trong đó: S là nồng độ của chất khuyếch tán dọc theo chiều dài L1, S1 là
nồng độ tại bề mặt ngoài của màng vi sinh x = L1.
Nếu bậc của phản ứng hóa học bằng 0 hay 1 thì modul khuyếch tán Thiele
tương ứng là:

 (0)  L1 k /( S.De ) (7-94)

 (1)  L1 k / De (7-95)

Phương trình (7-93) tính theo  (1)có dạng:

S
 cosh[ (1) x / L1 ]. cosh  (1). (7-96)
S1

S là nồng độ dọc theo chiều khuyếch tán, muốn tính cho một phản ứng hóa
học cần phải có giá trị trung bình S trong toàn bộ chiều dày của lớp màng
hoặc lấy tích phân tốc độ phản ứng trong toàn bộ thể tích màng tạo bởi diện
tích với chiều dày của màng.
Lượng chất vận chuyển qua màng vi sinh [định luật khuyếch tán 1, và biểu
thức (7-85)] có thể tính được khi biết được dS/dx, dS/dx có thể tính (vi phân)
từ phương trình (7-96).
Tốc độ phản ứng hóa học trong màng cũng có thể tính theo lập luận đơn
giản hơn: trong trạng thái ổn định, tốc độ phản ứng vi bằng tốc độ vận chuyển
chất từ phía ngoài vào trong màng vi sinh:

 dS 
dS
vi    A.De .  (7-97)
 dx  x  L1
dt

và tốc độ phản ứng tính trên một đơn vị thể tích màng:

tanh 
D
vi  (b. tanh b).S1  k .L1 . .S1 (7-98)

L1




~ 156 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Từ phương trình (7-98) cho thấy, phản ứng bậc một trong màng vi sinh
cũng được mô tả như phản ứng bậc 1 theo nồng độ ở phía ngoài màng (S1),
điểm khác là nồng độ trong màng thấp hơn do bị hạn chế bởi quá trình
khuyếch tán.
Giả sử vẫn chính phản ứng đang quan sát xảy ra ở ngoài lớp màng vi sinh
với cùng đặc trưng, chỉ khác duy nhất là nồng độ luôn duy trì là S 1 chứ không
phải S (S1) có giá trị biến động tùy thuộc vào bản chất của chất hữu
cơ và hiệu suất sinh khối của quá trình.




~ 262 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Phương trình tính nhu cầu chất hữu cơ (9-9) 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 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 NO3-N. Các chất hữu cơ có số oxy
hóa không cố định, phụ thuộc vào tỉ 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 O2- thì nhận 4 mol điện tử). Vậy để khử 14 g NO3-N cần một lượng COD
tương ứng là 40 g (325/4). Tỉ lệ tiêu hao chất hữu cơ để khử nitơ trong nitrat
là 40/14 = 2,86.
Tương tự như vậy, để khử 14 g nitơ trong hợp chất nitrit cần 3 mol điện tử,
tương ứng với 4,67 g NO2-N/mol điện tử hoặc 4,67 g NO2-N/8 g COD.
Chất hữu cơ tính theo COD để khử oxy sẽ tương ứng là 1/1.
Trong phản ứng oxy hóa khử giữa chất hữu cơ (chất khử) với chất oxy hóa
có mặt trong nước thải (O2, NO3-, NO2-), số đương lượng điện tử (tính theo
mol) mà các chất oxy hóa thu nhận được từ chất hữu cơ nhường cho là n.
Mối quan hệ giữa khối lượng m của các chất oxy hóa (g) với số đương lượng
điện tử (n) là:
n = m/đương lượng gam.
Số đương lượng điện tử mà chất khử cần cung cấp là:
 m  m  m
n   n     
  n  NO2  N  n  O2

NO3  N


m( NO3  N ) m( NO2  N ) m(O2 )

 
=
2,86 4,67 8

 
1
m( NO3  N )  0,6.m( NO2  N )  0,35m(O2 )

=
2,86
 
 
= 0,357. m( NO3  N )  0,6.m( NO2  N )  0,35m(O2 )

n
Nếu tính lượng chất hữu cơ theo khối lượng (g) thì sẽ có giá trị là
đương lượng gam của chất hữu cơ, ví dụ nếu chất hữu cơ tính theo COD thì
đương lượng gam của nó là 8 g O2/đương lượng gam và vì vậy để khử 1 g
NO3—N cần 80,357 = 2,86 g COD và khử cho 1 g oxy cần 0,35780,35 = 1
g COD.



~ 263 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Sự có mặt của oxy trong khối phản ứng sẽ kìm hãm quá trình khử nitrat, để
duy trì được trạng thái huyền phù của khối phản ứng và tạo điều kiện tiếp xúc
giữa sinh khối và các cấu tử tham gia phản ứng thì khối phản ứng cần được
khuấy trộn đều với mức độ tránh để oxy từ không khí thấm vào. Sự có mặt của
oxy ảnh hưởng đến quá trình khử nitrat có ảnh hưởng như sau: 1 mol oxy
(32g) nhận 4 đương lượng điện tử từ chất hữu cơ, tức là 8 g oxy nhận 1 mol
điện tử từ chất hữu cơ. Tương tự như vậy 14 g NO3-N (1 mol nitrat, 62 g
nitrat) tương ứng với 5 đương lượng gam điện tử do chuyển từ nitơ +5 (NO3-)
về 0 (N2), tức là 2,8 g NO3-N (14/5) sẽ nhận 1 mol điện tử. Vì vậy sự có mặt
của oxy sẽ ảnh hưởng (suy giảm) đến quá trình khử nitrat:

2,8 gNO3  N / dl
 0,35 gNO3  N / gO2 (9-11)
8 gO2 / dl

Giá trị 0,35 trong biểu thức (9-9) chính là giá trị trên. (đl là đương lượng
gam). Biểu thức (9-11) mang ý nghĩa là 1g oxy tiêu thụ một lượng chất hữu cơ
tương đương với 0,35 g NO3--N.
Phần lớn nước sau giai đoạn oxy hóa amoni đều chứa oxy hòa tan nên khi
tính toán chất hữu cơ cho quá trình khử nitrat cần để ý tới yếu tố này.
Khi nồng độ nitrat ra khỏi bể phản ứng sang bể lắng nằm trong khoảng 5 -
10 g NO3--N/m3 với nhiệt độ cao hơn 20oC và với thời gian lưu tế bào cao thì
quá trình khử nitrat sẽ tiếp diễn, khí nitơ sinh ra sẽ bám vào bùn, gây ra hiện
tượng bùn nổi trong hệ lắng [6]. Để khắc phục hiện tượng trên, sau quá trình
khử nitrat cần lắp ghép thêm giai đoạn xử lý hiếu khí với thời gian lưu thủy
lực ngắn (không quá 1 giờ) nhằm: đẩy hết khí nitơ đã sinh ra trước đó, oxy hóa
nốt phần chất hữu cơ dư, tăng thêm lượng oxy trong nước để kìm hãm quá
trình khử nitrat xảy ra trong bể lắng cũng như vận hành theo chế độ thời gian
lưu tế bào thấp.
Trong khi tiến hành oxy hóa amoni, nếu một lượng kiềm bị tiêu hao (7,14
g/g NH4 tính theo CaCO3) thì quá trình khử nitrat sản sinh ra một lượng kiềm
3,57 g/g NO3--N. Lượng kiềm sinh ra hoặc mất đi làm thay đổi pH của môi
trường phản ứng và từ đó ảnh hưởng đến tốc độ phản ứng (vùng pH tối ưu).
Lượng kiềm cao trong nước kìm hãm sự thay đổi đột ngột (nhanh) pH của môi
trường do tính chất ―đệm‖ của nó. Nước sau khi xử lý cũng cần chứa một
lượng kiềm nhất định trước khi thải ra môi trường.
Ví dụ sau đây trình bày phương pháp tính toán thiết kế cho hệ xử lý nitrat
theo kỹ thuật huyền phù khuấy trộn đều.

~ 264 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Tính toán hệ khử nitrat cho một nguồn thải có các đặc trưng:
- Lưu lượng: 500 m3/ngày.
- Nồng độ nitrat tính theo nitơ: NO3--N = 20 g/m3.
- Tiêu chuẩn thải đối với nitrat là 3 g/m3 NO3--N.
- Oxy hòa tan: 2 g/m3.
- Nhiệt độ xử lý: 20oC.
- Các hằng số tốc độ phản ứng được tra từ bảng 9. 4 tại 20oC.
- Y = 0,18 g SKHH/g COD.
- kp = 0,04.
- KS = 9,1 g/m3.
- Um = 10,3.
- Mật độ sinh khối tổng: 2000 mg/l.
- Tỉ lệ mật độ sinh khối hữu hiệu/mật độ sinh khối tổng, SKHH/SK = 0,75.
- Hệ số  [biểu thức (9-4)] có giá trị 1,12.
- Sử dụng chất khử là metanol.
Lời giải:
1) Lượng nitrat cần xử lý: 20 – 3 = 17 g NO3--N/m3.
2) Nồng độ metanol dư sau quá trình khử nitrat được qui định là 5 mg/l
tính theo COD, vì 1 g metanol tương đương với 1,5 g COD nên lượng
metanol dư sẽ là 3,3 g COD/m3.
3) Tính tốc độ tiêu thụ cơ chất riêng [phương trình (9-3)]:
5
U  10,3   3,65 gCOD / gSKHH
9,1  5
4) Tính thời gian lưu tế bào tối thiểu [biểu thức (9-5)]:
1/c, t = 0,18  3,65 – 0,04 = 0,617.
c, t = 1,62 ngày.
Nếu lấy hệ số an toàn bằng 2 thì c thiết kế là 3,24 ngày.
5) Tính nhu cầu chất hữu cơ theo COD.
Nhu cầu COD = 2,817 + 21 = 49,6 g COD/m3.
Nếu tính theo lượng metanol thì có giá trị là 49,6: 1,5 = 33,1 g/m3 vì 1
g metanol tương ứng với 1,5 g COD.
6) Tính thời gian lưu thủy lực [phương trình (9-7)]



~ 265 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
3,24.0,18.(49,6  5,0)
V
   0,0153 ngày = 0,368 giờ.
Q (1  0,04.3,24).2000.0,75
V = Q.  = 5000,0153 = 7,65 m3.
7) Tính lượng sinh khối (bùn) cần thải [phương trình (9-6)].
0,18
Y '  0,159 gSKHH / gCOD.
1  0,04.3,24
hoặc 0,159/0,75 = 0,212 g SK/gCOD.
Tổng sinh khối phải thải hàng ngày:
50049.60,212 = 5258 g/ngày.


Thiết kế hệ khử nitrat bằng kỹ thuật lọc sinh học.
9. 2. 2.

Khử nitrat riêng rẽ cũng có thể thực hiện theo kỹ thuật màng vi sinh, trên
đối tượng nước thải và nước sinh hoạt.
Xử lý nitrat trong nguồn nước sinh hoạt được đặt ra cho các nước Châu Âu
là do qui định mới về tiêu chuẩn nước ăn uống, từ 90 mg/l xuống 50 mg/l và
do các nguồn nước mặt cũng như nước ngầm cho sinh hoạt bị ô nhiễm khá
nặng bởi tạp chất trên [24]. Nhiều nguồn nước ngầm ở Việt Nam, đặc biệt ở
vùng đồng bằng sông Hồng bị nhiễm amoni, sau quá trình oxy hóa amoni
(hoàn toàn), hàm lượng nitrat vẫn cao hơn tiêu chuẩn cho phép đối với nước
ăn uống cũng cần được xử lý cho đạt tiêu chuẩn qui định [25]. Kỹ thuật khử
nitrat trong nước thải và nước sinh hoạt nhìn chung là giống nhau trừ một số
chi tiết hay gặp như sử dụng chất hữu cơ làm nguồn khử.
Các công nghệ được định hình để khử nitrat phát triển rất nhanh trong
khoảng hai chục năm trở lại đây, ví dụ công nghệ mang các tên: Neusser,
Denipor, Permapor, Nitrazur, Deni - tec, Nebio, Deniplant. Các công nghệ trên
được sử dụng với qui mô sản xuất 25 - 450 m3/giờ, đều sử dụng công nghệ lọc
ngập nước [24].
Khử nitrat đối với nước thải theo phương pháp màng vi sinh có thể thực
hiện theo các dạng kỹ thuật: lọc qua tầng tĩnh, dạng linh động hoặc đĩa quay
sinh học. Trong kỹ thuật dạng linh động nước thải được đưa từ dưới lên với
một vận tốc đủ lớn sao cho vật liệu mang (cát mịn) được duy trì ở trạng thái lơ
lửng. Vật liệu mang kích thước nhỏ có diện tích bề mặt lớn, tạo điều kiện duy
trì mật độ sinh khối cao trong vùng thể tích phản ứng nhỏ. Thiết kế hệ xử lý
theo kỹ thuật tầng linh động thường dựa trên cơ sở số liệu thực nghiệm.

~ 266 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Kỹ thuật đĩa quay sinh học được sử dụng giống như trong trường hợp xử lý
hiếu khí với điều kiện khác biệt là toàn bộ đĩa quay được đặt ở vị trí chìm
trong nước. Sau khi xử lý nước cần được tiếp tục lắng để tách loại sinh khối
bong ra từ đĩa quay.
Lọc qua tầng cố định là kỹ thuật thông dụng để khử nitrat. Kỹ thuật lọc qua
tầng cố định được chia làm hai loại: tầng lọc chứa khí và tầng lọc chứa nước
(lọc ngập nước). Tầng lọc chứa khí là một hệ phản ứng kín cách ly với không
khí, khí ở trong tầng chủ yếu chứa nitơ để tạo điều kiện cho vi sinh vật
Denitrifier phát triển. Nước thải được phân phối đều trên vật liệu mang có
chiều từ trên xuống giống như quá trình lọc nhỏ giọt. Do màng vi sinh luôn
bong ra khỏi vật liệu mang, trôi theo nước ra ngoài nên sau phản ứng nước cần
được lắng.
Lọc ngập nước cũng được chia làm hai dạng: tầng lọc có độ xốp cao và độ
xốp thấp. Tầng lọc có độ xốp cao được vận hành theo chiều ngược, chảy từ
dưới lên hoặc chảy ngang. Do luôn phải loại bỏ sinh khối dư nên hệ xử lý cũng
cần tới bể lắng thứ cấp và để chống tắc phải cần tới giai đoạn sục rửa. Tầng lọc
có độ xốp thấp thường hoạt động theo phương thức dòng chảy từ trên xuống,
cũng do vật liệu có kích thước nhỏ nên tầng lọc còn đóng vai trò lọc trong
ngoài chức năng chất mang cho vi sinh vật. Do vật liệu có kích thước nhỏ nên
chúng cũng giữ cả khí nitơ hình thành nên định kỳ cần phải sục rửa để làm
thông thoáng tầng lọc.
Thông dụng và có hiệu quả kinh tế là quá trình khử nitrat theo kỹ thuật
dòng xuôi chiều vừa có tác dụng lọc trong nước và cố định vi sinh với độ xốp
của tầng lọc thấp [5, 26, 27].
Thiết kế hệ lọc ngập nước chảy xuôi dòng, thêm chức năng lọc trong có
một số đặc thù: không cần đến hệ thống thu nước bằng ống ở đáy vì dễ dẫn
đến tắc, nhiễm bẩn. Vật liệu lọc với kích thước hiệu dụng 1,8 - 2,3 mm hoặc
vật liệu hình cầu có kích thước 0,8 - 0,9 mm có thể sử dụng, cần thiết kế hệ
sục rửa (nước, khí) đủ khả năng làm vệ sinh, hệ thống phân phối nước đầu vào
cần đều, ít khuấy trộn để giảm thiểu lượng oxy hòa tan thấm vào từ không khí.
Thông số sử dụng để thiết kế bộ lọc khử nitrat là tải lượng nitrat hoặc thời
gian lưu thủy lực hoặc thời gian tiếp xúc.
Thiết kế theo tải lượng nitrat là phương pháp tương đối đơn giản, trên cơ sở
mức độ chịu tải nitrat trên một đơn vị thể tích của bộ lọc sinh học, phương
pháp được sử dụng khi không có đủ các số liệu động học của quá trình. Tải



~ 267 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
lượng nitrat thiết kế nằm trong một khoảng rất rộng, từ 240 g đến 3200 g NO3-
- N. m-3. d-1 tùy thuộc vào vật liệu mang và nhiệt độ [5].
Phương pháp tiếp xúc dựa trên nguyên tắc là hiệu quả khử nitrat tăng khi
thời gian tiếp xúc dài, hiệu quả xử lý tăng đến một mức độ nhất định, tiệm cận
một giá trị nào đó khi tiếp tục tăng thời gian tiếp xúc. Các thông số thiết kế
thường được rút ra từ các nghiên cứu pilot tương hợp với điều kiện xử lý.
Tính toán cột lọc sinh học cho quá trình khử nitrat theo mô hình động học ít
được sử dụng, tuy vậy nó cũng là một phương pháp dùng để thiết kế khi có đủ
số liệu [6].


Thiết kế hệ xử lý kết hợp oxy hóa - khử.
9. 3.

Kết hợp hai quá trình: oxy hóa amoni và khử nitrat trong một hệ được hiểu
là hệ đó có cùng chung sinh khối và chỉ có một hệ lắng duy nhất. Kỹ thuật kết
hợp hai quá trình trên thường là phương án được lựa chọn bởi các lí do: hiệu
quả xử lý cao, vận hành ổn định, dễ kiểm soát quá trình, giá thành vận hành
hợp lý, diện tích xây dựng thấp.
Hệ xử lý kết hợp có thể thực hiện theo nhiều phương thức khác nhau:
Khử nitrat được đặt ở vị trí trước hoặc sau oxy hóa amoni, sử dụng mương
oxy hóa thông qua duy trì mức độ oxy hóa ở các vùng khác nhau trong mương
(xem 8. 3) hoặc sử dụng kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn thông qua duy trì các
pha hiếu khí, thiếu khí theo thời gian.
So sánh tốc độ oxy hóa amoni và khử nitrat cho thấy tốc độ oxy hóa amoni
chậm hơn nhiều so với khử nitrat, đồng nghĩa với thời gian lưu tế bào và thời
gian lưu thủy lực cho giai đoạn oxy hóa dài hơn. Điều kiện để thực hiện oxy
hóa amoni là phải duy trì nồng độ oxy hòa tan ở một mức độ nào đó và để khử
nitrat thì ngoài nhu cầu chất hữu cơ, oxy hòa tan không được có mặt trong
khối phản ứng. Vùng pH tối ưu cho hai quá trình trên cũng khác nhau.
Kết hợp hai quá trình: oxy hóa amoni và khử nitrat có điều kiện sử dụng
nguồn chất hữu cơ từ nước thải và từ quá trình phân hủy nội sinh để khử nitrat
nhằm tiết kiệm giá thành vận hành.
Tốc độ khử nitrat trong hệ xử lý tổ hợp chỉ đạt tối đa ở mức 0,075 - 0,115 g
NO3-- N/g SK tại 20oC ở ngăn thiếu khí với điều kiện không bị hạn chế về
nguồn cung cấp chất hữu cơ, tức là chỉ bằng khoảng 50% so với hệ khử nitrat
riêng rẽ. Nếu sử dụng chất hữu cơ từ phân hủy nội sinh, tốc độ khử nitrat chỉ


~ 268 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
-
đạt 0,017 - 0,048 g NO3 - N/g SK, tức là chỉ 20 - 30% so với tốc độ khử khi hệ
được cung cấp đủ chất hữu cơ. Tốc độ khử nitrat sẽ chậm lại khi thời gian lưu
tế bào cao.
Trong kỹ thuật bùn hoạt tính, trình tự bố trí các ngăn phản ứng hiếu khí và
thiếu khí có thể là: thiếu khí trước hiếu khí, hiếu khí trước thiếu khí hay bố trí
liên tiếp hai cấp thiếu khí - hiếu khí (quá trình Bardenpho bốn giai đoạn, như
mô tả trong hình 9. 4.
Gần đây, kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn được sử dụng rất có hiệu quả và
tương đối đơn giản về mặt bố trí hệ thống nhằm mục đích xử lý hợp chất nitơ
và photpho [28, 29, 30, 31].



Thiếu khí Hiếu khí




a)

Hiếu khí Thiếu khí




b)

Thiếu Hiếu
Thiếu Hiếu
khí khí
khí khí




c)
Hình 9. 4. Sơ đồ phối hợp hệ xử lý hợp chất nitơ.
a) thiếu khí đặt trước; b) hiếu khí đặt trước.
c) quá trình Bardenpho bốn giai đoạn




~ 269 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Hệ xử lý khử nitrat đặt trước.
9. 3. 1.

Hệ xử lý hợp chất nitơ có chung hệ bùn với giai đoạn khử nitrat được bố trí
trước giai đoạn oxy hóa được trình bày trong hình 9. 4. a (predenitrification
system). Nét đặc thù của hệ thống là có hai dòng hồi lưu: hồi lưu bùn như
trong hệ bùn hoạt tính thông dụng và hồi lưu hỗn hợp bùn - nước (chưa tách
sinh khối) từ giai đoạn xử lý hiếu khí trộn với dòng đầu vào.
Dòng hồi lưu hỗn hợp bùn - nước nhằm cung cấp nitrat, nitrit cho phản ứng
thiếu khí, thường với lưu lượng lớn (200 – 400%) so với dòng vào. Dòng hồi
lưu bùn từ bể lắng thứ cấp nhằm mục đích duy trì mật độ bùn cho xử lý thiếu
khí và hiếu khí. Nguồn chất hữu cơ để khử nitrat là nguồn từ nước thải chưa
xử lý (dòng vào) và một phần từ phân hủy nội sinh nhằm tiết kiệm giá thành
vận hành. Trong trường hợp hai nguồn chất hữu cơ trên không đủ đáp ứng cho
quá trình khử nitrat thì có thể bổ xung thêm cho bể phản ứng thiếu khí.
Kiểu bố trí hệ thống xử lý như trên còn có tác dụng tiết kiệm oxy cho giai
đoạn xử lý hiếu khí sau đó, vì một lượng hợp chất hữu cơ tại nước đầu vào đã
được tiêu thụ cho phản ứng khử nitrat.
Các thông số sử dụng để thiết kế hệ xử lý hợp chất nitơ (nitrat đặt trước, sau
hoặc theo cặp khử nitrat/oxy hóa) được trình bày trong bảng 9.5.
Bảng 9. 5. Thông số đặc trưng cho hệ khử hợp chất nitơ theo các phương án
khác nhau [5].
Thông số Khử nitrat Khử nitrat Tổ hợp cặp
trước khử/oxy hóa
sau
c cả hệ (ngày) 6-30 6-30 8-40

 cả hệ (giờ)
+ Thiếu khí 1 2-5 - 2-5
+ Hiếu khí 1 4-12 4-12 4-12
+ Thiếu khí 2 - 2-5 2-5
+ Hiếu khí 2 - - 0,5-1,0
Sinh khối (mg/l) 1500-4000 1500-4000 2000-5000
Hồi lưu nước – bùn (%) 200-400 - 400-600
Hồi lưu bùn (%) đến 100 đến 100 đến 100




~ 270 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Oxy hòa tan (mg/l)
+ Thiếu khí 0 0 0
+ Hiếu khí 1-2 1-2 1-2
Năng lượng khuấy (W.m-3)
+ Thiếu khí 4-10 4-10 3-13
+ Hiếu khí 20-40 20-40 20-40
+ Tương đương với cấp 10-30 10-30 10-40
khí (l.m-3.min-1)


Thể tích bể xử lý thiếu khí phụ thuộc vào hàm lượng nitrat hình thành và
tốc độ khử nitrat, đối với nước thải sinh hoạt thể tích phản ứng của giai đoạn
khử nitrat chiếm 20 - 40% tổng thể tích phản ứng (không bao gồm thể tích
lắng). Khuấy trộn cho khối phản ứng thiếu khí ở mức độ sao cho vi sinh không
bị lắng và oxy thấm từ không khí vào ở mức tối thiểu. Lượng nước - bùn hồi
lưu từ bể hiếu khí rất lớn nên cần bố trí bơm ở vị trí sao cho hạn chế oxy hòa
tan vào bể thiếu khí.
Có thể sử dụng hai phương pháp để tính toán thể tích bể phản ứng của hệ
xử lý hợp chất nitơ. Trong cả hai trường hợp cách tính cho bể hiếu khí là giống
nhau, chỉ khác nhau đối với xử lý thiếu khí, tức là tính toán trên cơ sở n itrat
hoặc chất hữu cơ [xem (9. 3. 1)].
Các phương pháp tính trước đây thường bỏ qua yếu tố thành phần chất rắn
trơ có mặt trong khối phản ứng, yếu tố này ảnh hưởng khá mạnh đến độ lớn
cần thiết của bể phản ứng (cả thiếu khí lẫn hiếu khí). Trong một số tài liệu
thiết kế, hàm lượng chất rắn trơ được giả thiết là 60 mg/l đối với nước thải
sinh hoạt.
Thiết kế hệ xử lý hợp chất nitơ theo phương án bố trí giai đoạn khử nitrat
trước được thực hiện theo trình tự sau đây [5]:
Tính toán giai đoạn oxy hóa.
1) Chọn các thông số nhiệt độ, pH, oxy hòa tan tối thiểu được duy trì khi
vận hành.
2) Tính tốc độ phát triển cực đại của vi sinh Nitrosomonas phụ thuộc vào
các điều kiện pH, oxy hòa tan (DO) và nhiệt độ theo phương trình (9. 12):




~ 271 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
 DO 
.1  0,0833(7,2  pH ) (9-12)
 m  0,47.e 0,098(T 15) .
 DO  K DO 

[Xem 8. 1, phương trình (8-5), (8-6), (8-7), (8-8), (8-9)].
KDO được chấp nhận với giá trị là 1,0 mg O2/l.
3) Từ giá trị m tính tốc độ phát triển thực của Nitrosomonas (chú ý tới yếu
tố nồng độ amoni ban đầu và phân hủy nội sinh) và tính thời gian lưu tế bào
tối thiểu [xem (8-10)]:

 m .N o
1
  kp (9-13)
 c ,t K N  No

No là nồng độ amoni hoặc TKN trong nước thải.
4) Tính toán thời gian lưu tế bào thiết kế hàm chứa hai yếu tố: hệ số an toàn
A [biểu thức (7-63)] và yếu tố dao động mức độ ô nhiễm P.

c = c,t . A . P (9-14)

Giá trị của A thường nằm trong khoảng 1,2 đến 2,0 và của P từ 1,1 đến 1,2.
5) Ước tính thời gian lưu tế bào của cả hệ s (của hai giai đoạn hiếu khí và
thiếu khí).

s = c . F (9-15)

F là hệ số đặc trưng do sự đóng góp của giai đoạn xử lý thiếu khí, nó làm
tăng thời gian lưu tế bào của hệ xử lý. Đối với phần lớn hệ xử lý dinh dưỡng, F
có giá trị nằm trong khoảng 1,4 đến 2,0. Hệ số F được tính:

1
F (9-16)
1 Z
Z là phần thể tích (tỷ lệ) của bể thiếu khí trong khối phản ứng tổng thể của
hệ.
6) Từ các hằng số động học đặc trưng cho vi sinh dị dưỡng (bảng 9.6) tính
nồng độ chất hữu cơ S (BOD) khi ra khỏi hệ xử lý hiếu khí:

 
K S 1  k p , S . s
S
  (9-17)
(YS .k S  k p , S )  1
s


Các hằng số động học trong biểu thức (9-17) đặc trưng cho loại vi sinh dị
dưỡng, có nhiệm vụ oxy hóa chất hữu cơ [xem phương trình (7-50)]. Do quá
trình xử lý hợp chất hữu cơ xảy ra ở cả hai giai đoạn: hiếu khí và thiếu khí nên


~ 272 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
thời gian lưu tế bào tương ứng là s (của cả hệ). Chỉ số s của các hằng số để
chỉ quá trình dị dưỡng.
7) Từ các số liệu hằng số động học đặc trưng cho vi sinh tự dưỡng (bảng 9.
6) tính được nồng độ amoni dư sau xử lý hiếu khí:

K N (1  k p , N . c )
N
  (9-18)
(YN .k N  k p , N )  1
c


Biểu thức (9-18) tương tự (9-17) đặc trưng cho quá trình oxy hóa amoni bởi
các loại vi sinh tự dưỡng, ký hiệu tương ứng với chỉ số N. Do quá trình oxy
hóa amoni chỉ xảy ra trong bể hiếu khí nên giá trị thời gian lưu tế bào là c.
8) Xác định lượng hợp chất nitơ cần được oxy hóa NO:
NO = TKN – N – Nsk (9-19)

TKN là hợp chất nitơ xác định theo phương pháp Kjehdahl (amoni và nitơ
trong hợp chất hữu cơ) của dòng vào. N là nồng độ nitơ trong amoni sau xử lý;
Nsk là lượng nitơ được sinh khối hấp thu để tạo thành tế bào.
Lượng nitơ do vi sinh hấp thu chỉ tính cho loại vi sinh dị dưỡng, bỏ qua loại
tự dưỡng vì tỷ lệ của chúng trong tổng sinh khối thấp.

YS ( S o  S ).FN
N SK   X e .FN (9-20)
1  k p , s . s

Xe là nồng độ sinh khối hữu hiệu sau lắng.
FN là tỉ lệ hàm lượng nitơ trong sinh khối hữu hiệu (5 - 12%).
9) Tính thể tích bể xử lý hiếu khí nhằm đáp ứng quá trình oxy hóa amoni tại
điều kiện pH, oxy hòa tan và nhiệt độ được lựa chọn (bỏ qua tổng hợp tế bào
của vi sinh tự dưỡng).

Q. c  Ys ( S o  S ) 
VH   XL
. (9-21)
X  1  k p , s . c 
 

VH: thể tích bể hiếu khí, Q là lưu lượng (công suất) cần xử lý; X là mật độ
vi sinh tổng; XL là nồng độ chất rắn trơ; So, S là nồng độ chất hữu cơ trước và
sau khi xử lý.

Tính toán giai đoạn khử nitrat.
1) Tính toán nồng độ nitrat sau khi xử lý và tốc độ quay vòng hỗn hợp bùn -
nước và bùn về bể xử lý thiếu khí.


~ 273 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
NO.Q
NO3-- N = (9-22)
(Q  Q1  Q2 )

NO3-- N là nồng độ nitrat tại đầu ra; Q1, Q2 là tốc độ quay vòng của bùn và
hỗn hợp bùn - nước về bể thiếu khí. Để giảm nồng độ nitrat tại đầu ra cần tăng
cường tốc độ Q1 và Q2, đặc biệt thích hợp là Q2.
2) Tính toán hàm lượng nitrat cần loại bỏ trong giai đoạn xử lý thiếu khí.
Bước tính toán gồm ba giai đoạn:
- Tính lượng oxy hòa tan (DO) tương đương với nitrat từ dòng quay vòng hỗn
hợp bùn – nước.
(NO3-- N)tđ = 0,35. DO. Q2 (9-23)

DO là nồng độ oxy hòa tan trong bể hiếu khí. Q2 là tốc độ quay vòng hỗn
hợp bùn – nước [xem phương trình (9-9) và (9-11)].
- Tính lượng nitrat cần khử M (NO3-- N) trong bể thiếu khí:
M (NO3-- N) = (Q1 + Q2). [(NO3-- N)] (9-24)

- Tính khối lượng nitrat cần tách loại tại bể thiếu khí: lượng nitrat quay vòng
từ hai dòng hồi lưu và lượng oxy tương đương nitrat từ dòng hỗn hợp bùn
nước.
TM (NO3-- N) = M (NO3-- N) + (NO3-- N)tđ (9-25)

M (NO3-- N) là tổng lượng nitrat cần xử lý.
3) Tính thể tích bể thiếu khí VT đáp ứng khử nitrat và oxy hòa tan

TM ( NO3  N )  0,03.S o .Q.1,06T 20
VT  (9-26)
0,29. X .1,06T 2 0

4) Lượng bùn thải được tính trên cơ sở vi sinh dị dưỡng:

Y (S  S ) 
 X L .Q
P(x) =  s o (9-27)
 1  k p , s . s 
 

5) Tính toán thời gian lưu tế bào s,t để so sánh với thời gian lưu tế bào giả
thiết s [phương trình (9-15)]. Nếu s,t khác xa so với s (quá 5 – 10%) thì cần
phải tính toán lại.

X VH  VT 
s,t = (9-28)
P( x)



~ 274 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Tính toán nhu cầu oxy.
Lượng oxy cần thiết đáp ứng oxy hóa amoni và chất hữu cơ (BOD) trong bể
hiếu khí được tính:
O2 = CBOD + NOD – DOC (9-29)

CBOD = Q.[(1-1,42. Ys). (So – S)] + 1,42 kp,s.X. VH (9-30)
NOD = 4,57. NO. Q (9-31)

DOC = Q. [2,86. (NO - NO3-Ne)] (9-32)
CBOD là nhu cầu oxy để oxy hóa BOD (xem 7. 2. 1).
NOD là nhu cầu oxy hóa amoni, NO3--Ne là nồng độ nitrat sau xử lý (xem
8. 1).
DOC là lượng oxy tiết kiệm được do phần chất hữu cơ sử dụng để khử
nitrat. Thành phần này có thể bỏ qua khi tính toán thiết kế [biểu thức (9.11)].

Nhu cầu về lượng kiềm.
Trong khi xử lý, một lượng kiềm bị tiêu hao cho phản ứng oxy hóa amoni,
một phần kiềm sinh ra (trả lại) từ phản ứng khử nitrat. Để duy trì cho quá trình
xử lý xảy ra thuận lợi, pH không bị giảm quá mạnh cần phải duy trì một lượng
kiềm dư trong nước sau xử lý, thông dụng là 50 – 100 mg CaCO3/l. Độ kiềm
dư được tính theo:
Kd = Ko – 7,14. NO + 3,57 [NO – NO3-N] (9-33)

Kd, Ko là độ kiềm dư và ban đầu của nước thải.

Bảng 9. 6. Thông số động học của hệ vi sinh tự dưỡng và dị dưỡng.

Hằng số động học vi sinh dị dưỡng tại 20oC
kp,s = 0,06 d-1
Ys = 0,6 gSKHH/gBOD
ks = 5 d-1 KS = 60 mg/l BOD
Hằng số động học vi sinh tự dưỡng tại 20oC
YN = 0,15 g SKHH/g NH4+-N kp, N = 0,05 d-1
kN = 3,0 d-1 KN = 100,051T - 1,148 = 0,74 mg/l
Hằng số động học vi sinh dị dưỡng tại 15oC
kp,s = 0,05 d-1
Ys = 0,6 gSKHH/gBOD


~ 275 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
-1
ks = 3,2 d KS = 39 mg/l BOD
Hằng số động học vi sinh tự dưỡng tại 15oC
YN = 0,15 g SKHH/g NH4+-N kp, N = 0,04 d-1
kN = 1,95 d-1 KN = 100,051T - 1,148 = 0,41 mg/l



Ví dụ tính toán thiết kế hệ xử lý nước thải chứa hợp chất nitơ với kỹ thuật
khử nitrat đặt trước. Các thông số dùng cho thiết kế được trình bày trong bảng
9. 6.

Thông số dùng để thiết kế hệ xử lý hợp chất nitơ.
Hỗn hợp bùn – nước
Dòng vào
Q = 2000 m3.d-1 DO = 2 mg/l
Mật độ bùn tổng (SK) = 2000 mg/l
pH = 7,5
T = 25oC Mật độ bùn hữu hiệu (SKHH)
Kiềm = 250 mg CaCO3/l =0,75 bùn tổng = 1500 mg/l
BOD = 300 mg/l KDO = 1 mg O2/l
Chất rắn trơ = 60 mg/l
Nồng độ amoni = 50 mg/l


Lời giải.
Hằng số động học vi sinh dị dưỡng tại 20oC (Bảng 9. 6).
Ys = 0,6 g SKHH/g BOD
ks = 5 d-1; ks(T) = ks(20oC). 1,09T-20
kp,s = 0,06 d-1; kp,s = kp,s(20oC). 1,04T-20
Ks = 60 mg/l; Ks(T) = Ks(20oC). 1,09T-20
Hằng số động học vi sinh tự dưỡng tại 20oC (Bảng 9. 6).
YN = 0,15 g SKHH/g NH4+-N.
kN = 3 d-1
kp,N = 0,05 d-1
KN = 0,74 mg/l; KN(T) = 100,051.T – 1,148
- Tính tốc độ phát triển cực đại của vi sinh Nitrosomonas:


~ 276 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
 DO 
1  0,833.(7,2  pH )
 m  0,47.e 0,098.(T 15) .
 DO  K DO 
.1  0,833.(7,2  7,5)  1,04d 1
2
 0,47.e  0,098.10 .
2 1
- Tính hằng số động học tại 25oC:
 Vi sinh tự dưỡng
kp,N(25oC) = kp,N(20oC). 1,045 = 0,05. 1,217 = 0,06 d-1
KN(25oC) = 100,051.25 – 1,148 =1,34 mg/l
kN(25oC) = kN(20oC). 1,095 = 3. 1,54 = 4,62 d-1
 Vi sinh dị dưỡng
kp,s(25oC) = kp,s(20oC). 1,045 = 0,06. 1,22 = 0,07 d-1
Ks(25oC) = Ks(20oC). 1,095 = 60. 1,54 = 92,4 mg/l
ks(25oC) = ks(20oC). 1,095 = 5. 1,54 = 7,7 d-1
- Tính thời gian lưu tối thiểu cho quá trình oxy hóa (hiếu khí):
 m .N o
1 1,04.50
 0,06  0,95d 1
  k p, N 
 c ,t K N  No 50  1,34

c,t = 1,05 d.
- Xác định thời gian lưu tế bào thiết kế với hệ số an toàn là 2 và hệ số dao
động là 1,5:
c = c,t. 20. 1,5 = 1,05. 3 = 3,15 d.
- Tính thời gian lưu tế bào của cả hệ (hiếu khí + thiếu khí).
Giả thiết là thể tích bể thiếu khí chiếm 15% của thể tích phản ứng:
1
F  1,12
1  0,15
s = F. c = 1,12. 3,15 = 3,53 d.
- Tính nồng độ BOD tan sau khi xử lý:
  92,41  0,07.3,53
K s 1  k p , s . s
S   7,6 mg/l
3,530,6.7,7  0,07   1
 s (Ys .k s  k p ,s )  1
- Tính nồng độ amoni sau xử lý với giả thiết là toàn bộ TKN của đầu vào đều
có khả năng được oxy hóa thành nitrat:
K N 1  k p , N . c  1,341  0,06.3,15
N   1,6 mg/l
 c YN .k N  k p , N   1 3,150,15.4,62  0,06  1



~ 277 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
- Tính nồng độ amoni do vi sinh (dị dưỡng) tiêu thụ để tổng hợp tế bào, giả
thiết là hàm lượng nitơ trong tế bào chiếm 12%:
0,6.300  7,6.0,12
Ys ( S o  S ).FN
N sk   X e .FN   0,75.0,12.50
1  k p ,s . s 1  0,07.3,53
= 21,3 mg/l.
Xe là mật độ vi sinh sau khi lắng (50 mg/l). Nồng độ vi sinh hữu hiệu chiếm
75% của tổng.
- Xác định nồng độ amoni cần oxy hóa thành nitrat:
NO = 50 – 21,3 –1,6 = 27,1 mg/l.
- Tính toán thể tích bể xử lý hiếu khí đáp ứng oxy hoá amoni:
 Ys ( S o  S )  1000.3,15  0,8(300  7,6)
Q. c 
VH   XL   1  0,07.3,15  60 = 395 m
3

 1  k p , s . c 2000  

X  
Ys = 0,6 : 0,75 = 0,8 do giá trị 0,6 tính theo sinh khối hữu hiệu.
- Tính nồng độ nitrat quay về bể thiếu khí từ các dòng hồi lưu: hỗn hợp bùn –
nước (3Q) và bùn (Q) [biểu thức (9-22)]:
NO.Q 27,1
NO3  N    5,4 mg/l.
5Q 5
- Tính lượng oxy tương đương với nitrat từ dòng quay vòng hỗn hợp bùn nước
với giả thiết là nồng độ oxy hòa tan là 2 mg/l, nồng độ oxy từ vòng quay bùn
bỏ qua:
(NO3-N)tđ = DO. 0,35. O2 = 2. 0,35. 3000 = 2100 g. d-1.
- Tính lượng nitrat từ dòng hồi lưu bùn – nước và bùn về bể xử lý thiếu khí:
M(NO3-N) = (Q1 + Q2). [NO3-N] = 4000. 5,4 = 21600 g. d-1.
Nồng độ nitrat sau xử lý chính bằng nồng độ nitrat quay vòng về bể hiếu
khí (5,4 mg/l).
Lượng nitrat cần xử lý chính là tổng của lượng nitrat và oxy tương đương
nitrat:
TM(NO3-N) = 21600 + 2100 = 23700 g. d-1.
- Tính thể tích bể xử lý thiếu khí:
TM ( NO3  N )  0,03.S o .Q.1,06 T  20
VT 
0,029. X .1,06 T  20
23700  0,03.300.1,06 5.1000
  150m 3
5
0,029.2000.1,06


~ 278 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
- Tính lượng bùn sinh ra cần thải:
 Y S  S   0,8300  7,6
 
P x    s o  X L .Q    60.1000
 1  k p , s . s  1  0,07.3,53 

 
= 247,5 kg. d-1
- Kiểm tra lại thời gian lưu tế bào của cả hệ, s,t từ lượng bùn thải hàng
ngày:
X VH  VT  2000(395  150)
 s ,t    4,4d
P( x) 247500
Nhận xét: giá trị s,t tính được từ tuổi bùn (4,4 ngày) cao hơn giá trị giả
thiết (3,53 ngày) tới trên 20%. Các bước tính toán cần được lặp lại với các
thông số c, s, mật độ bùn và các thông số vận hành khác sao cho mức độ lệch
không quá 10%.
- Tính nhu cầu oxy cho quá trình hiếu khí:
O2 = CBOD + NOD – DOC.
CBOD = Q. [(1-1,42. Ys). (So-S)] = 1,42 kp,s. X. VH
= 1000. [(1-1,42. 0,6). (300 – 7,6)] + 1,42. 0,07. 2000. 395. 0,75 = 102, 2
kg O2. d-1
NOD = 4,57. 1000. 27,1 = 123,8 kg O2. d-1
DOC = Q. [2,86.(NO- NO3-N)] = 1000. [2,86. (27,1 – 5,4)]
= 62,1 kg. d-1
O2 = 102,2 + 123,8 – 62,1 = 163,9 kg O2. d-1
Nếu bỏ qua DOC thì nhu cầu oxy là 226 kg O2. d-1
- Tính độ kiềm dư của nước thải sau xử lý:
Kd = Ko – 7,14. NO + 3,57. [NO – (NO3-N)]
= 250 – 7,14. 27,1 + 3,57. (27,1 – 5,4) = 134 mg CaCO3/l.
Độ kiềm dư đủ cho phản ứng ôxy hóa (tính đệm).


Một số hệ thống xử lý nước thải đang hoạt động có thể sửa chữa nhằm mục
tiêu loại bỏ thêm hợp chất nitơ bằng cách xây dựng thêm hệ khử nitrat đặt
trước hệ oxy hóa đã có sẵn. Hệ xử lý hoạt động theo dạng dòng lý tưởng có thể
cải tạo đơn giản hơn bằng cách đưa một đoạn (15 - 20% thể tích) của bể phản
ứng ở phía đầu vào sang chế độ thiếu khí (khuấy) và tăng cường dòng hồi lưu




~ 279 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
nước - bùn từ cuối bể hiếu khí về đầu bể. Hiệu suất khử nitrat phụ thuộc vào
lượng nước - bùn quay vòng.


Hệ xử lý nitrat đặt sau.
9. 3. 2.

Hệ xử lý hợp chất nitơ vận hành theo phương án oxy hóa trước và khử
nitrat sau với cùng hệ bùn có một số đặc trưng:
- Oxy hóa chất hữu cơ và amoni đã được thực hiện trong giai đoạn xử lý hiếu
khí. Nguồn chất hữu cơ và độ kiềm của nước ở mức thấp nhất khi ra khỏi
vùng hiếu khí.
- Nguồn chất hữu cơ đề khử nitrat từ phân hủy nội sinh, đưa từ ngoài vào
(metanol, axetat...) hoặc từ nguồn nước thải. Liều lượng chất hữu cơ sử dụng
phụ thuộc vào nhiệt độ, nồng độ nitrat cần khử, lượng oxy hòa tan. Lượng
metanol sử dụng khoảng 3 kg/kg nitrat.
- Vận hành hệ xử lý chỉ với một dòng hồi lưu từ bể lắng thứ cấp.
- Tốc độ khử nitrat chậm hơn so với kỹ thuật khử nitrat đặt trước kéo theo thể
tích bể phản ứng lớn hơn trường hợp kia.
- Giá thành vận hành và bảo dưỡng cao liên quan đến nguồn cung cấp chất hữu
cơ từ ngoài vào.
Tính toán thiết kế hệ xử lý hợp chất nitơ theo kỹ thuật khử nitrat sau được
thực hiện theo các bước sau:
Thông số thời gian lưu tế bào được sử dụng làm điểm xuất phát để thiết kế.
Tính toán giai đoạn oxy hóa.
Phương pháp tính toán các thông số cho giai đoạn xử lý hiếu khí đã được
trình bày trong phần 9. 3. 1.
Tính toán giai đoạn khử nitrat.
1) Xác định khối lượng oxy tương đương nitrat cần khử trong bể thiếu khí:

(NO3-- N)tđ = 0,35. DO. (Q + Q1) (9-34)
DO: Nồng độ oxy hòa tan trong khối phản ứng hiếu khí.
Q, Q1: Lưu lượng dòng vào và dòng bùn hồi lưu.
2) Tính khối lượng nitrat cần khử trong bể thiếu khí, là lượng nitrat hình
thành từ oxy hóa amoni (NO) trừ đi lượng nitrat của nước đầu ra sau xử lý:
M(NO3-- N) = Q. [NO - (NO3-- N)e] (9-35)


~ 280 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
3) Khối lượng nitrat và oxy tương đương cần phải khử trong bể thiếu khí:
TM(NO3-- N) = M(NO3-- N) + (NO3-- N)tđ (9-36)

4) Tốc độ khử nitrat riêng trong điều kiện thiếu khí vk được tính:

vk = 0,12. s-0,706. 1,02T-20 (9-37)

vk có đơn vị là d-1. T là nhiệt độ (oC).
5) Thể tích bể thiếu khí được tính:

TM ( NO3  N )
VT  (9-38)
X .v k

6) Tính lượng bùn thải:

 Y .( S o  S ) 
P( x)    X L .Q (9-39)
 1  k p , s . S 
 

Lượng bùn thải chỉ tính cho vi sinh dị dưỡng và chất rắn trơ (XL) bỏ qua
sinh khối Nitrifier.
7) Thời gian lưu tế bào cho cả hệ (hiếu khí + thiếu khí) được tính:

X VH  VT 
 s ,t  (9-40)
P( x)

Nhu cầu oxy.
Lượng oxy cần cho xử lý hiếu khí được tính giống như cho trường hợp
trong mục 9. 4. 1 [phương trình (9-29), (9-30), (9-31)] tuy nhiên không xuất
hiện đại lượng DOC do thành phần chất hữu cơ của đầu vào bị oxy hóa hoàn
toàn do oxy chứ không phải do nitrat.

Nhu cầu độ kiềm.
Độ kiềm cần thiết cho hệ được tính từ biểu thức (9-31), tuy vậy độ kiềm
sinh ra do quá trình khử nitrat không được sử dụng, nồng độ kiềm dư chính là
nồng độ kiềm sau xử lý thiếu khí. Nếu giai đoạn xử lý hiếu khí đã đảm bảo
được độ kiềm cho phản ứng xảy ra thì không cần bổ xung thêm, vì vậy cần
kiềm tra độ kiềm sau bể hiếu khí.

Ví dụ: tính toán thiết kế hệ xử lý hợp chất nitơ theo sơ đồ công nghệ khử
nitrat đặt sau.



~ 281 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Bài toán và các thông số động học được trình bày trong 9. 3. 1 và bảng 9.
6. Các bước tính toán cho giai đoạn hiếu khí không được nhắc lại mà chỉ sử
dụng kết quả để tính tiếp cho các bước sau.
- Sử dụng thời gian lưu tế bào thiết kế (hiếu khí) c = 3,15 d. Giả thiết là thể
tích bể thiếu khí chiếm 20% tổng thể tích khối phản ứng. Sử dụng phương
trình (9-16) để tính F.
1
F  1,25
1  0,2
- Thời gian lưu tế bào của cả hệ:
s = c. F = 3,15. 1,25 = 3,94 d.
- Tính nồng độ chất hữu cơ (BOD) sau xử lý:
K s .1  k p ,s . s  92,4.1  0,07.3,94
S   7,0 mg/l
 s .Ys .k s  k p ,s   1 3,94.0,6.7,7  0,07   1
- Tính nồng độ amoni sau xử lý [phương trình (9- 20)]: Do quá trình xử lý
hiếu khí không thay đổi (c = 3,15) nên nồng độ amoni sau xử lý giống với
trường hợp trước đây và có giá trị là 1,6 mg/l.
- Tính lượng amoni giảm trong nước thải do quá trình tổng hợp tế bào. Sử
dụng phương trình (9. 20):
Ys .S o  S .FN
N sk   X e .FN
1  k p , s . s
0,6.300  7,0  0,12
  50.0,75.0,12  21,0mg / l
1  0,07.3,94
- Nồng độ amoni cần được oxy hóa:
NO = No – N – Nsk = 50 – 21,0 – 1,6 = 27,4 mg/l.
- Tính thể tích bể hiếu khí [phương trình (9-21)]:
 Ys .S o  S   1000.3,15  0,8.300  7,0
Q. c 
VH   XL   60 = 397 m3
 .
 1  k p , s . c 2000  1  0,07.3,15 

X  
- Tính lượng oxy tương đương với nitrat cần khử trong bể thiếu khí [phương
trình (9-34)]. Nồng độ oxy hòa tan chính là nồng độ oxy trong bể hiếu khí
với lưu lượng bằng tổng của dòng vào và dòng hồi lưu. Giả thiết dòng hồi
lưu bùn bằng dòng vào, lưu lượng cần phải khử nitrat là 2Q. Nồng độ oxy
giả thiết là 2 mg/l.
(NO3-N)tđ = 0,35. 2. 2000 = 1400 g. d-1


~ 282 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
- Tính nồng độ nitrat sau xử lý:
Q.NO 1000.27,4
  13,7 mg/l.
(NO3-N)e =
Q  Q1 1000  100
Muốn giảm nồng độ nitrat tại đầu ra cần tăng cường lưu lượng của dòng
hồi lưu bùn (Q1).
lượng nitrat ở dòng đầu ra:
M(NO3--N) = Q. [NO - (NO3-N)e] =1000.(27,4-13,7) = 13700 g. d-1
- Tổng lượng nitrat cần xử lý (nitrat + oxy):
TM(NO3--N) = 1400 + 13700 = 15100 g. d-1.
- Tính tốc độ khử nitrat riêng tại 25oC:
vk = 0,12. s-0,706.1,02T-20 = 0,12. 3,94-0,706. 1,025 = 0,05 d-1.
- Tính thể tích bể xử lý thiếu khí:
TM (NO3  N )
-
15100
VT    151 m3.
X .vk 2000.0,05
- Tổng thể tích bể phản ứng:
151 m3 + 397 m3 = 548 m3.
- Tính lượng bùn thải [phương trình (9-27)]:

 0,8.300  7,0
Y (S  S )  
 X L .Q    60.1000
P(x) =  s o
 1  k p , s . s  1  0,07.3,94 

 


= 243727 g. d-1.
- Tính thời gian lưu tế bào từ lượng bùn thải s, t:
X .VH  VT  2000.397  151
 s ,t    4,5 d.
P x  243727
So với giá trị giả thiết (3,94), s t cao hơn khoảng 12%, vì vậy cần tính toán
lại bằng cách lựa chọn các thông số vận hành thích hợp.
- Tính nhu cầu oxy.
O2 = CBOD + NOD
CBOD = Q. [(1-1,42.Y). (So-S)] + 1,42 kp,s. X. VH
= 1000(1-1,42. 0,6). (300-7,0) + 1,42. 0,07. 2000. 0,75. 397
= 102556 g. d-1.
NOD = Q. 4,57. NO = 1000. 4,57. 27,4 = 125218 g. d-1.


~ 283 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
-1
O2 = 227774 g. d .
- Kiểm tra độ kiềm dư.
Kd = Ko – 7,14. NO + 3,57 [NO - (NO3--N)e]
= 250 – 7,14. 27,4 + 3,57. [27,4–13,7] = 250 – 196 + 50 = 104 mg/l.
Theo cách tính toán trên thì độ kiềm trong bể hiếu khí có giá trị 250 – 196
= 54 mg/l. Thật ra nó còn được bổ xung thêm từ dòng quay vòng bùn, ví dụ
dòng quay vòng là 100 % thì nồng độ kiềm thật sự trong bể hiếu khí sẽ là:
0,5. 54 + 0,5. 104 = 79 mg CaCO3/l.


Hệ tổ hợp Bardenpho.
9. 3. 3.
Hệ xử lý tổ hợp lắp ghép hai cặp nối tiếp của kỹ thuật khử nitrat đặt trước
(hình 9. 4. c) có tên gọi là quá trình Bardenpho 4 giai đoạn. Tại bể thiếu khí
đầu tiên hiệu quả khử nitrat đạt 60 - 75%. Bể hiếu khí thứ nhất đặt tiếp sau bể
thiếu khí đầu được thiết kế sao cho đáp ứng hoàn toàn quá trình oxy hóa chất
hữu cơ và amoni. Bể thiếu khí thứ hai có nhiệm vụ tăng cường hiệu quả khử
nitrat để đạt tới tiêu chuẩn thải đặt ra. Bể hiếu khí thứ hai với thời gian lưu
ngắn (30 - 60 phút) nhằm ngăn ngừa quá trình khử nitrat trong bể lắng thứ cấp
và đuổi khí nitơ bám vào sinh khối cũng như chuyển hóa nốt lượng chất hữu
cơ, amoni dư từ các giai đoạn trước. Hỗn hợp bùn - nước từ bể hiếu khí đầu
được quay vòng về bể thiếu khí đầu. Để khử nitrat ở bể thiếu khí sau có thể sử
dụng chất hữu cơ đưa từ ngoài vào (metanol, axetat) hoặc từ chính nguồn nước
thải.
Thông thường tổng thể tích bể xử lý thiếu khí chiếm 30 - 50% thể tích khối
phản ứng. Lưu lượng quay vòng hỗn hợp bùn - nước từ bể hiếu khí đầu về bể
thiếu khí thứ nhất là từ 4 đến 6 lần lưu lượng xử lý.
Phương pháp tính toán thiết kế hệ tổ hợp Bardenpho 4 giai đoạn cũng
tương tự với các hệ xửlý khử nitrat đặt trước hoặc sau.
Các bước tính toán được thực hiện theo trình tự sau [5]:

Xử lý hiếu khí cho giai đoạn đầu.

1) Tính thời gian lưu tế bàothiết kế c
2) Tính thời gian lưu tế bào cho cả hệ s.

s = c. F (9-41)




~ 284 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Hệ số F đặc trưng cho sự đóng góp của các khối phản ứng khác vào thời
gian lưu tế bào của hệ. Gọi Z1, Z2, Z3 là tỷ lệ thể tích của bể thiếu khí 1, 2 và
bể hiếu khí 2 so với toàn bộ thể tích khối phản ứng thì giá trị F được tính:

1
F (9-42)
1  Z1 .1  Z 2 .1  Z 3 
F có giá trị nằm trong khoảng 1,4 đến 2,0.
3) Tính nồng độ chất hữu cơ sau xử lý từ các số liệu động học của vi sinh dị
dưỡng:

 
K s 1  k p , s . s
S
 s .Ys .k  k p , s   1
(9-43)


4) Tính nồng độ amoni sau xử lý từ các số liệu động học đặc trư ng của vi
sinh tự dưỡng:

K N .1  k p , N . c 
N
 c .YN .k N  k p , N   1
(9-44)


5) Xác định nồng độ amoni cần được oxy hóa:
NO = TKN – N - Nsk (9-45)

Lượng nitơ do sinh khối hấp thu chỉ được tính cho loại vi sinh dị dưỡng:

Ys .S o  S .FN
N sk   X e .FN (9-46)
1  k p , s . s

6) Tính thể tích bể hiếu khí thứ nhất nhằm đáp ứng oxy hóa amoni:

 Ys .S o  S  
Q. c
VH ,1   XL
 (9-47)
 1  k p , s . c 
X  

Xử lý thiếu khí.
1) Tính nồng độ nitrat trong dòng hồi lưu hỗn hợp bùn - nước về bể thiếu
khí đầu tiên:

Q.NO
NO3--N = (9-48)
Q  Q1  Q2

Q1, Q2 là tốc độ hồi lưu bùn và hỗn hợp bùn - nước.




~ 285 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
2) Tính lượng oxy tương đương với nitrat về bể thiếu khí đầu từ dòng hồi
lưu hỗn hợp bùn - nước:

(NO3--N)tđ, 1 = 0,35. DO. Q2 (9-49)
3) Tính lượng nitrat cần khử M1(NO3--N) trong bể thiếu khí đầu:

M1 (NO3--N) = Q1 (NO3--N)e, 1 + Q2. NO3--N (9-50)
(NO3--N)e, 1 là nồng độ nitrat sau xử lý (tại bể lắng thứ cấp).
4) Tính tổng lượng nitrat (nitrat + oxy) cần xử lý tại bể thiếu khí thứ nhất:
TM1(NO3--N) = M1(NO3--N) + (NO3--N)tđ (9-51)

TM1 là khối lượng nitrat cần khử ở bể thiếu khí 1.
5) Tính thể tích bể thiếu khí thứ nhất gồm các bước sau:
- Tính tốc độ khử nitrat riêng trong bể thiếu khí 1 phụ thuộc vào thể tích bể
thiếu khí VT,1:

 
TM 1 . NO3  N
vk ,1 (20 o C )  (9-52)
VT ,1 . X

- Hiệu chỉnh vk,1 theo nhiệt độ:
vk,1(T) = [0,03.(F:M)+0,029]. 1,06T-20 (9-53)

F:M là tỉ lệ giữa thức ăn và vi sinh (food/microorganisms ratio).

Q.S o
F/M  (9-54)
X .VT ,1

Thể tích bể thiếu khí 1 được tính từ hai phương trình (9-53) và (9-54):

 
TM 1 . NO3  N  0,03.Q.S o .1,06T 20
VT ,1  (9-55)
0,29 X .1,06T 20

6) Tính khối lượng nitrat cần khử trong bể thiếu khí 2:
M2 (NO3--N) = Q. [NO – (NO3--N)e] – M1(NO3--N) (9-56)

- Lượng oxy tương đương nitrat trong bể thiếu khí 2 được tính:
(NO3--N)tđ,2 = (Q + Q1). DO. 0,35 (9-57)

- Tổng lượng nitrat cần khử trong bể thiếu khí 2:
TM2 (NO3--N) = M2 (NO3--N) + (NO3--N)tđ, 2 (9-58)



~ 286 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
7) Tốc độ khử nitrat riêng tại bể thiếu khí 2 được tính:

vk, 2 = 0,12. s-0,706. 1,02T-20 (9-59)

(đơn vị của vk, 1, vk, 2 là d-1).
8) Thể tích của bể thiếu khí 2 được tính:

 
TM 2 . NO3  N

VT , 2 (9-60)
X .v k , 2

Xử lý hiếu khí giai đoạn 2
Thể tích bể hiếu khí thứ hai phụ thuộc vào thời gian lưu thủy lực. Bể
thường được thiết kế với thời gian lưu thủy lực từ 30 đến 60 phút.

VH, 2 = . Q (9-61)

 là thời gian lưu thủy lực.

Kiểm tra số liệu thiết kế.
Trên cơ sở tổng thể tích của khối phản ứng và thời gian lưu tế bào của cả hệ
để so sánh với thời gian lưu giả thiết khi thiết kế. Nếu hai giá trị sát nhau (lệch
ít hơn 10%) thì bước tính toán được chấp nhận khi độ sai lệch lớn thì cần giả
thiết lại và tính lại.
1) Tổng thể tích khối phản ứng:
V = VH, 1 + VH, 2 + VT, 1 + VT, 2 (9-59)

2) Tính lượng bùn thải:

Y (S  S ) 
 X L .Q
P(x) =  s o (9-60)
 1  k p , s . s 
 

X .V
s,t = (9-61)
P( x)

So sánh giá trị s và s, t!
Tính nhu cầu oxy và độ kiềm theo cách đã trình bày ở các phần trước!

Ví dụ: Tính toán các thông số thiết kế cho hệ xử lý nước thải với các thông
số đầu vào đã được trình bày trong 9. 3. 1, các thông số động học trong bảng
9. 6 theo sơ đồ tổ hợp cặp thiếu khí – hiếu khí nối tiếp nhau.
Lời giải.


~ 287 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
- Giả thiết thể tích bể thiếu khí 1, thiếu khí 2 và hiếu khí 2 chiếm 15%, 20% và
5% của thể tích khối phản ứng.
- Từ các thông số động học của vi sinh vật tự dưỡng, thời gian lưu tế bào thiết
kế cho bể hiếu khí đầu tiên c có giá trị 3,15 d.
- Tính giá trị F từ phương trình (9-42):
1
F  1,55
1  0,15.1  0,20.1  0,05
- Tính giá trị thời gian lưu tế bào cho cả hệ s:
s = c. F = 3,15. 1,55 = 4,88 d.
- Tính nồng độ chất hữu cơ sau xử lý:
K s .1  k p , s . s  1,34.1  0,06.3,15
S   1,6 mg/l
 s .Ys .k s  k p , N   1 3,15.0,15.4,62  0,06  1


- Tính nồng độ amoni giảm do quá trình tổng hợp tế bào:
Ys .S o  S .FN 0,6.300  5,8.0,12
N sk   X e .FN   50.0,75.0,12
1  k p , s . s 1  0,07.4,88
=20,3 mg/l.
- Nồng độ amoni cần được oxy hóa:
NO = No – N – Nsk = 50 – 20,3 – 1,6 = 28,1 mg/l.
- Tính thể tích bể hiếu khí đầu tiên đáp ứng quá trình oxy hóa amoni:

Q. c  Ys .S o  S   1000.3,15  0,8.300  5,8 
VH ,1   XL   60
. .
X  1  k p , s . c 2000  1  0,07.3,15 

 
=398 m3.
- Tính nồng độ nitrat quay về bể thiếu khí đầu tiên từ dòng hồi lưu hỗn hợp
bùn – nước và bùn với giả thiết Q1= Q, Q2 = 4Q [phương trình 9 – 48)]:
NO.Q 28,1
  4,7mg / l .
NO3--N =
6Q 6
- Tính lượng oxy tương đương với nitrat quay về bể thiếu khí đầu tiên với giả
thiết nồng độ oxy từ dòng hồi lưu bùn không đáng kể, nồng độ oxy tan trong
dòng hỗn hợp bùn nước (hiếu khí 1) là 2 mg/l.
(NO3--N)tđ, 1 = Q2. DO. 0,35 = 4. 1000. 2. 0,35 = 2800 g. d-1.




~ 288 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
- Tính lượng nitrat cần khử trong bể thiếu khí đầu với giả thiết là nồng độ
nitrat sau khi ra khỏi hệ xử lý (tại bể lắng thứ cấp) là 2 mg/l [phương trình
(9-50)]:
M1(NO3--N)= Q1(NO3--N)e + Q2. NO3--N = 1000. 2 + 4000. 4,7
= 20800 g. d-1.
- Tổng lượng nitrat cần khử trong bể thiếu khí đầu (nitrat + oxy):
TM1(NO3--N)= 20800 + 2800 = 23600 g. d-1.
- Tính thể tích bể xử lý thiếu khí thứ nhất:
TM 1 ( NO3  N )  0,03Q.S o .1,06 T  20
VT ,1 
0,029.2000.1,06 T  20
23600  0,03.1000.300.1,06 5
  149m 3 .
5
0,029.2000.1,06
- Tính khối lượng nitrat cần xử lý tại bể thiếu khí thứ hai:
M2(NO3--N)= Q [NO - (NO3--N)e] – M1(NO3--N)
= 1000. (28,1 – 2,0) – 20800 = 5300 g. d-1.
- Khối lượng oxy tương đương nitrat tại bể thiếu khí 2 [phương trình (9-57)]
được tính với DO = 2 mg/l, Q1 = Q:
(NO3--N)tđ, 2 = (Q + Q1).DO.0,35 = 2000. 2. 0,35 = 1400 g. d-1.
- Tổng khối lượng nitrat cần xử lý trong bể thiếu khí 2:
TM2 (NO3--N) = 5300 + 1400 = 6700 g. d-1.
- Tính tốc độ khử nitrat riêng tại bể thiếu khí 2 [phương trình (9-59)]:
vk, 2 = 0,12. s-0,706. 1,02T-20 = 0,12. 4,88-0,706. 1,025 = 0,04 d-1.
- Thể tích bể thiếu khí thứ 2:
TM 2 ( NO3  N ) 6700
  84 m3.
VT, 2 =
X .vk , 2 2000.0,04
- Tính thể tích bể hiếu khí 2 với thời gian lưu thủy lực là 45 phút:
1000.45
V  31m3.
60.24
Kiểm tra thông số thiết kế.
- Tổng thể tích khối phản ứng.
V = 398 + 149 + 84 + 31 = 662 m3.
- Tính lượng bùn thải:



~ 289 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
 0,8.300  5,8
 Y .( S  S )  
 X L .Q    60.1000
P(x) =  s o
 1  k p , s . s  1  0,07.4,88 

 
= 23432 g. d-1
- Tính thời gian lưu tế bào từ lượng bùn thải:
V . X 662.2000
s,t =   5,6d .
P( x) 23432
s và s,t lệch nhau tới 15% nên quá trình tính cần được lặp lại với các
thông số lựa chọn khác của c, F.
- Nhu cầu oxy và kiềm được tính như đã trình bày ở phần 9. 3. 1, 9. 3. 2.


Thiết kế hệ xử lý photpho.
9. 4.
Ngoài phương pháp kết tủa photphat bằng biện pháp hóa học (trình bày tại
4. 2) có thể xử lý hợp chất photpho bằng biện pháp sinh học. So với biện pháp
hóa học, phương pháp sinh học có những lợi thế:
- Giảm hoặc không sử dụng hóa chất kết tủa (Al3+, Fe3+, Ca2+) và hóa chất phụ
trợ dùng trong quá trình kết tủa (kiềm).
- Giảm thiểu sự phát triển của ví sinh dạng sợi tạo điều kiện tốt cho quá trình
lắng thứ cấp.
- Tiết kiệm một phần năng lượng sục khí do một phần chất hữu cơ đã tiêu hao
cho xử lý photpho.
- Tạo điều kiện thuận lợi cho quá trình oxy hóa amoni do chất hữu cơ giảm
trong giai đoạn yếm khí.
- Nâng cấp các hệ xử lý nước thải đang hoạt động một cách dễ dàng và với giá
thành hợp lý.
Nhược điểm của phương pháp gồm:
- Diễn biến của quá trình vi sinh phức tạp, vấn đề tách loại photpho được quan
tâm chưa lâu nên các thông số kỹ thuật dùng trong thiết kế cũng như các yếu
tố ảnh hưởng tản mạn về giá trị và thậm chí trái ngược về kết quả [32, 33]
dẫn đến việc tính toán dễ gặp sai sót thể hiện ở khâu vận hành.
- Kiểm soát điều kiện vận hành cần chặt chẽ sao cho trong vùng yếm khí
không tồn tại oxy hòa tan và nitrat.
Một hệ thống xử lý nước thải có thể hoạt động theo các phương thức: chỉ
xử lý hợp chất nitơ hoặc chỉ xử lý photpho hoặc kết hợp cả hai quá trình trên


~ 290 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
rất có hiệu quả như các quá trình đang được sử dụng: A2/O, Bardenpho năm
giai đoạn, UCT hoặc VIP với điều kiện thiết kế và vận hành đúng.
Hiện tượng và cơ chế tách loại photpho bằng phương pháp vi sinh đã được
trình bày tại phần 8. 4. Xử lý yếm khí là một bộ phận phải có để xử lý photpho
được trình bày tại 7. 3.
Một số nét chính cần được nhắc lại gồm:
- Quá trình xử lý chất hữu cơ trong điều kiện yếm khí xảy ra theo các bước kế
tiếp nhau: thủy phân các phân tử hữu cơ lớn, các chất hữu cơ dạng không tan
thành các phân tử hữu cơ tan có khối lượng nhỏ, axit hóa các chất hữu cơ tan
tạo ra các axit béo dễ bay hơi (VFA) và bước cuối cùng là tạo ra khí metan
(xem sơ đồ 7. 14).
- Một số chủng loại vi sinh dị dưỡng, chủ yếu là Acinetobacter có khả năng
hấp thu photpho nhiều hơn lượng cần thiết để xây dựng tế bào trong điều
kiện hiếu khí (bùn hoạt tính) và giải phóng lượng photpho dư ra ngoài môi
trường trong điều kiện yếm khí khi chúng hấp thu chất hữu cơ. Chất hữu cơ
khi hấp thu vào trong cơ thể vi sinh sẽ được polyme hóa.
- Một hệ thống xử lý photpho bằng biện pháp sinh học vì vậy là một hệ thống
bao gồm hai giai đoạn kế tiếp nhau: yếm khí và hiếu khí. Trong môi trường
hiếu khí vi sinh vật tích lũy photpho, trong môi trường yếm khí vi sinh vật
thải photphat và tích lũy chất hữu cơ. Những nghiên cứu gần đây cho thấy cả
một số loại vi sinh vật khử nitrat (Denitrifier) cũng có khả năng tách loại
photpho trong điều kiện thiếu khí [34, 35].
- Tách loại photpho ra khỏi hệ xử lý nước thải có thể thực hiện theo hai cách:
tăng cường loại bỏ bùn (sinh khối) từ bể lắng thứ cấp, tức là tách photpho
dưới dạng sinh khối ngay sau giai đoạn xử lý hiếu khí được gọi là phương
pháp trực tiếp từ dòng chính (mainstream) hoặc tách photphat tan trong nước
bằng biện pháp kết tủa hóa học sau xử lý yếm khí bằng cách ghép thêm hệ
xử lý hóa học. Phương pháp sau cần được ghép thêm hệ thống phụ trợ và
được gọi là phương pháp dòng phụ (sidestream).
Do tính chất của quá trình xử lý photpho là thúc đẩy và tạo điều kiện để vi
sinh có khả năng tích lũy photpho phát triển nên phương pháp có tên ―tăng
cường loại bỏ photpho bằng phương pháp vi sinh‖ (enhanced biological
phosphorus removal, EBPR).


Đặc thù của quá trình xử lý photpho.
9. 4. 1.

~ 291 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Hệ xử lý photpho có cấu trúc đơn giản: xử lý yếm khí đặt trước xử lý hiếu
khí, cả hai hệ xử lý có chung hệ bùn. Dòng bùn quay vòng cùng với nước thải
được đưa về bể xử lý yếm khí. Sinh khối được vận chuyển liên tục và kế tiếp
nhau qua môi trường yếm khí và hiếu khí. Trong môi trường yếm khí, nơi giàu
chất hữu cơ nhất trong hệ xử lý, vi sinh vật có điều kiện hấp thu chất hữu cơ và
giải phóng photpho dưới dạng photphat đơn, trong môi trường hiếu khí chúng
tích lũy photphat tan trong nước thải. Do thay đổi về điều kiện cơ chất từ vùng
yếm khí sang hiếu khí nên bề yếm khí còn đóng vai trò của bể chọn lọc vi
sinh: thúc đẩy sự phát triển của vi sinh tích lũy photpho và hạn chế vi sinh
dạng sợi phát triển, tạo điều kiện lắng bùn tốt hơn trong bể lắng thứ cấp (xem
7. 2. 1. 5) [36].
Thông thường thời gian lưu thủy lực trong bể yếm khí có ảnh hưởng không
lớn lắm đến quá trình giải phóng photpho, quá trình này chủ yếu phụ thuộc
vào đặc trưng của nước thải và các thông số vận hành: bản chất và nồng độ
chất hữu cơ, oxy hòa tan, nitrat, pH, nhiệt độ. Vì lý do đó, thiết kế hệ xử lý
photpho đạt hiệu quả cao là việc không dễ dàng. Trong thiết kế cũng phải đảm
bảo cho yếu tố và điều kiện vận hành sao cho điều kiện yếm khí được duy trì,
ví dụ giảm lượng oxy hòa tan từ dòng vào và từ dòng hồi lưu bùn. Quá trình
giải phóng photpho cũng xảy ra trong bể lắng và cũng cần được hạn chế khi
quay vòng bùn [37]. Do biến động của nhiều yếu tố nên hệ xử lý được thiết kế
rất cần yếu tố linh hoạt trong vận hành, đó chính là hệ thiết kế đúng, tối ưu.
Mục đích của hệ xử lý photpho là tách loại photpho và chất hữu cơ trong
dòng thải ra với một mức chất lượng nào đó và tạo điều kiện để bùn lắng tốt
nhằm giảm thiểu mật độ sinh khối trong dòng thải. Hệ xử lý photpho có thể là
hệ mới xây dựng hoặc được cải tạo từ các hệ xử lý đang hoạt động nhằm đáp
ứng tiêu chuẩn thải hiện hành, vì vậy việc thiết kế đòi hỏi gọn, ít thay đổi cơ
cấu của hệ cũ. Ví dụ với hệ xử lý bùn hoạt tính theo kỹ thuật dòng lý tưởng khi
chuyển đổi một phần thể tích bể sang chế độ hoạt động yếm khí thì có thể xây
dựng vách ngăn để tách riêng hai vùng, ngăn chặn sự lưu thông ngược lại từ
vùng hiếu khí sang yếm khí. Tất nhiên, ngay trong vùng yếm khí cũng cần
được khuấy trộn để tạo điều kiện cho sinh khối ở trạng thái lơ lửng. Hệ được
bố trí như vậy kèm thêm các điều kiện khác như cấp đầy đủ chất hữu cơ thích
hợp, kiểm soát được oxy hòa tan, nitrat, nitrit thì hệ sẽ hoạt động có hiệu quả.
Một số mô hình có thể sử dụng để tính toán thiết kế hệ xử lý photpho:
ASM2, ASM2d (IWA 1994, 2000) [38, 39, 40] hoặc EAWAG Bio - P module
(phiên bản của ASM3) [41, 42], mô hình kinh nghiệm [43].


~ 292 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Để có thể thiết kế hiệu quả một hệ thống xử lý photpho, yếu tố cực kỳ quan
trọng là đánh giá đầy đủ các đặc trưng của nước thải cần xử lý, đặc biệt là
nguồn chất hữu cơ trong đó mà vi sinh vật có thể hấp thu trong môi trường
yếm khí [42, 43, 45].
Để hệ xử lý photpho hoạt động có hiệu quả cần đáp ứng các điều kiện:
- Điều kiện môi trường yếm khí, hiếu khí kế tiếp nhau.
- Đủ lượng chất hữu cơ mà vi sinh vật tích lũy photpho (PAO) có thể hấp thu.
- Lượng photpho trong nước thải cao hơn mức nhu cầu tổng hợp tế bào vi sinh.
- Đủ hàm lượng kali và magie.
- Vùng pH thích hợp.
Đó là các điều kiện để vi sinh vật PAO phát triển trong môi trường yếm khí,
tất nhiên để đạt tới mức độ ổn định về mật độ vi sinh vật cần có thời gian.
Dòng hồi lưu bùn từ bể lắng thứ cấp về bể yếm khí cần được hòa trộn liên tục
với dòng đầu vào. Sau một thời gian nhất định, mật độ vi sinh PAO phát triển
đạt mức cực đại.

Sự biến động của tập đoàn vi sinh tích lũy photpho.
Trong sinh khối của hệ xử lý tồn tại nhiều tập đoàn vi sinh vật, loại có mật
độ (tỷ lệ) cao nhất trong sinh khối là loại có tốc độ phát triển nhanh nhất trong
điều kiện vận hành của hệ. Dưới điều kiện hiếu khí, vi sinh vật PAO không
phát triển, mật độ thấp và vì vậy hệ xử lý bùn hoạt tính thông dụng không có
khả năng ―tăng cường xử lý photpho‖. Vi sinh vật PAO khi gặp điều kiện yếm
khí và chất hữu cơ sẽ sử dụng năng lượng tích trữ trong liên kết photphat
(Adenosin triphotphat, xem 5. 2. 1) để cô lập (bắt giữ) và polyme hóa một số
các loại chất hữu cơ, tạo ra các phân tử polyme (polyhydroxybutyrate, PHB,
polyhydroxyvalerate hoặc gọi chung là polyhydroxyalkanoate) và tích lũy
chúng trong tế bào. Loại vi sinh vật khác trong sinh khối không có khả năng
tích lũy chất hữu cơ nên không thể phát triển trong điều kiện đó. Tỉ lệ vi sinh
PAO trong sinh khối tỉ lệ thuận với lượng chất hữu cơ được hấp thụ theo cơ
chế trên và vì vậy trở thành yếu tố kiểm soát mật độ vi sinh PAO cùng với
photpho.
Tỉ lệ vi sinh PAO trong sinh khối phụ thuộc vào tỉ lệ giữa chất hữu cơ và
photphat trong môi trường yếm khí, tỉ lệ trên càng lớn thì sự phát triển của
PAO càng thuận lợi. Chất hữu cơ dễ hấp thụ đối với vi sinh PAO là họ chất
axit béo dễ bay hơi (VFA), họ chất trung gian của quá trình lên men yếm khí.



~ 293 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Cơ chất trong môi trường yếm khí.
Yếu tố quan trọng nhất ảnh hưởng tới hiệu quả xử lý photpho là lượng chất
hữu cơ mà vi sinh vật PAO có khả năng hấp thụ. Nồng độ chất hữu cơ trước
hết phải đáp ứng đủ cho quá trình khử oxy (từ dòng vào và hồi lưu bùn) cũng
như các chất oxy hóa khác có mặt như NO3-, NO2- vì vi sinh vật ưa sử dụng cơ
chất để chuyển hóa thành năng lượng hơn là tích lũy, đồng nghĩa với tốc độ
chuyển hóa cơ chất để sản xuất năng lượng xảy ra nhanh hơn, phần chất hữu
cơ dư sau đó mới được vi sinh PAO sử dụng cho mục đích tích lũy. Bản chất
của chất hữu cơ cũng có vai trò quan trọng, khác với phần lớn các chủng loại
vi sinh khác, chất hữu cơ sau khi được hấp thụ còn được chuyển hóa thành
polyme vì vậy chất hữu cơ không những cần phải có tính năng ―hấp thụ được‖
mà còn phải có đặc trưng ―dễ polyme hóa‖. Hợp chất axit béo dễ bay hơi có
mạch carbon từ 2 - 5 nguyên tử được coi là thích hợp để vi sinh PAO hấp thụ,
tuy nhiên hiệu suất hấp thu và giải phóng photphat của từng cấu tử là khác
nhau. Bảng 9. 7 trình bày hiệu quả hấp thu photpho trong giai đoạn hiếu khí
R(P/COD) và tỉ lệ COD sử dụng để loại bỏ photpho R (COD/P) trong cả hệ.
Phụ thuộc vào bản chất của chất hữu cơ (tính theo COD) trong điều kiện: thời
gian lưu tế bào là 13 ngày, xử lý hiếu khí với nồng độ oxy tan cao, COD sau
xử lý rất thấp [5]:

Bảng 9. 7. Ảnh hưởng của bản chất cơ chất lên hiệu quả xử lý photpho.

Cơ chất R (P/COD), g/g R (COD/P), g/g

Axit formic 0
Axit axetic 0,37 16,8
Axit propionic 0,10 24,4
Axit butyric 0,12 27,5
Axit isobutyric 0,14 29,1
Axit valeric 0,15 66,1
Axit isovaleric 0,24 18,8
Nước thải sinh hoạt 0,05 102


Axit formic tuy dễ hấp thụ nhưng khó polyme hóa nên không có tác dụng
tích lũy trong vi sinh PAO, loại axit có từ 2 – 5 nguyên tử carbon tỏ ra thích


~ 294 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
hợp, trong đó axit axetic có hiệu quả cao nhất và rất may mắn lại là thành phần
chủ yếu của quá trình lên men yếm khí chất hữu cơ. Thật ra các thành phần
chất hữu cơ trong bảng 9. 7 đều là sản phẩm của quá trình lên men, tỷ lệ của
từng hợp chất phụ thuộc vào nguồn hữu cơ nguyên liệu. Từ số liệu của bảng 9.
7 cho thấy chỉ có axit valeric trong số các VFA là có tỉ lệ sử dụng cao, tức là
hiệu suất giải phóng photpho thấp: 68 g axit valeric tính theo COD để giải
phóng 1 g photpho, đó cũng là số liệu thường thấy đối với các hệ xử lý nước
thải (50 : 1) sinh hoạt.
Sự hình thành các axit béo dễ bay hơi xảy ra không những tại các bể xử lý
yếm khí mà còn xảy ra tại các cống rãnh thu gom nước thải, đặc biệt là nước
thải đô thị với thời gian lưu tương đối dài miễn là không (ít) có mặt của oxy
hòa tan và nitrat. Đó là điều kiện thuận lợi để tiết kiệm chi phí xây dựng (thể
tích) bể xử lý yếm khí. Quá trình lên men yếm khí và hàm lượng VFA hình
thành phụ thuộc vào tỉ lệ BOD/COD, trong thành phần COD bao gồm cả COD
không tan có nguồn gốc từ cặn hữu cơ không tan trong nước thải.
Số liệu thường được chấp nhận là lượng chất hữu cơ trong bể xử lý yếm khí
phải lớn hơn 25 mg/l tính theo VFA mới có khả năng duy trì quá trình hoạt
động của vi sinh PAO. Khi nguồn hữu cơ cao hơn giá trị trên sẽ tăng cường
hiệu quả giải phòng photpho và tích lũy chất hữu cơ trong môi trường yếm khí
và tích trữ photpho trong môi trường hiếu khí sau đó, hiệu quả tiếp tục tăng
đến một giá trị nhất định đối với một tỉ lệ VFA/P, giá trị VFA/P tối ưu phụ
thuộc vào thành phần của VFA. Trên mức VFA/P tối ưu, khả năng tích lũy
photpho của vi sinh không tăng tiếp tục và BOD của dòng ra khỏi bể yếm khí
tăng theo. BOD vào bể hiếu khí cao sẽ thúc đẩy sự phát triển của loại vi sinh dị
dưỡng không có khả năng tích lũy photpho, làm giảm mật độ (tỷ lệ) của vi
sinh PAO trong sinh khối, kéo theo hàm lượng photphat trong bể hiếu khí
giảm. Tuy vậy có những trường hợp cho thấy: khi nồng độ axit axetic cao hơn
400 mg/l thì hiệu quả xử lý photpho của hệ giảm.

Lượng photpho dư.
Thiếu photpho cũng có ảnh hưởng tiêu cực như thiếu chất hữu cơ. Thực tế
vận hành cho thấy luôn thiếu một trong hai yếu tố trên. Tất nhiên hệ chỉ hoạt
động khi hàm lượng photpho dư so với nhu cầu tổng hợp tế bào, vì trong
trường hợp thiếu hay vừa đủ photpho thì hệ xử lý photpho là không cần thiết.

Magie và kali.



~ 295 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Hai loại nguyên tố vi lượng quan trọng đối với vi sinh PAO là magie và
kali. Hai loại nguyên tố trên thường đáp ứng nhu cầu cho vi sinh trong nước
thải sinh hoạt, chỉ phải bổ xung đối với một số loại nước thải công nghiệp hoặc
hỗn hợp nước thải công nghiệp và sinh hoạt. Canxi không phải là yếu tố đặc
biệt đối với vi sinh PAO. Tỷ lệ Mg/K cần thiết biến đổi trong khoảng rộng, rất
có thể chúng thay thế được lẫn cho nhau. Hệ xử lý photpho sẽ không hoạt
động khi vắng mặt hai yếu tố trên hoặc có mặt nhưng với nồng độ thấp. Tỉ lệ
giữa [K]: [P]  0,356 và [Mg]: [P]  0,25 (tính theo mol) có thể là thích hợp
[5].

Khoảng pH hoạt động.
Nghiên cứu ảnh hưởng của pH lên quá trình xử lý photpho cho thấy, hệ
không hoạt động khi pH < 5,4. Các nghiên cứu trong vùng pH cao không được
thực hiện, tuy nhiên hệ có thể hoạt động trong vùng pH = 8,5 – 9,0, tất nhiên
trong vùng pH đó photphat dễ bị kết tủa làm giảm nồng độ photphat tan.


Ảnh hưởng của các yếu tố lên hiệu quả xử lý.
9. 4. 2.

Hiệu quả hoạt động của hệ xử lý photpho phụ thuộc khá nhiều vào yếu tố
thiết kế cũng như vận hành: chất hữu cơ, tỷ lệ chất hữu cơ/photpho, thời gian
lưu tế bào, thời gian lưu thủy lực của giai đoạn yếm khí, nhiệt độ.

Tỉ lệ photpho: chất hữu cơ của dòng vào.
Để có sự trao đổi chất giữa photpho và chất hữu cơ của vi sinh PAO trong
hệ xử lý photpho thì cần có điều kiện: chất hữu cơ và photphat trong dòng vào.
Tỉ lệ giữa chất hữu cơ và photpho có khả năng hấp thụ bởi vi sinh sẽ quyết
định tỷ trọng các loại vi sinh trong sinh khối và tỷ lệ trên ảnh hưởng trực tiếp
đến hiệu quả xử lý photpho của hệ. Nồng độ photpho của dòng ra phụ thuộc
vào tỉ lệ chất hữu cơ/photpho của dòng vào. Tỉ lệ lớn thì nồng độ photpho của
dòng ra thấp và tiệm cận một giá trị nào đó. Chất hữu cơ mà vi sinh có thể hấp
thụ tốt là axit béo dễ bay hơi, VFA, và thực tế cho thấy có thể chừng mực nào
đó đặc trưng qua nồng độ BOD. Hàm lượng photpho tại đầu vào là photpho
tổng (dạng tan và không tan), vì các thành phần photpho không tan sẽ bị thủy
phân trong quá trình xử lý vi sinh yếm khí cũng như hiếu khí [35, 45, 46, 47],
vì vậy tỉ lệ trên có thể được đặc trưng qua VFA/TP hoặc BOD/TP.




~ 296 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Kết quả đánh giá từ nhiều hệ thống xử lý và nghiên cứu pilot cho thấy:
nồng độ photphat tại đầu ra phụ thuộc vào tỉ lệ BOD/TP tại đầu vào của giai
đoạn xử lý yếm khí, cụ thể với BOD/TP  20 thì nồng độ photpho tại đầu ra sẽ
đạt được mức 1,0 mg/l hay thấp hơn.
Giá trị BOD của nước thải biến động lớn hơn so với giá trị COD (giá trị
COD có tính lặp cao hơn BOD) vì vậy tỉ lệ COD tổng (tan và không tan)
TCOD/TP được sử dụng để đặc trưng sẽ thuận lợi hơn. Khi tỉ lệ TCOD/TP 
45 thì nồng độ photpho tại đầu ra thường đạt giá trị thấp hơn hoặc bằng 1,0
mg/l.

Hạn chế photpho và chất hữu cơ.
Thành phần của nước thải dòng vào sẽ xác định tốc độ giải phóng photpho
và tích lũy chất hữu cơ trong giai đoạn yếm khí và hiệu quả xử lý photpho của
cả hệ. Khi đủ chất hữu cơ thích hợp, tốc độ chuyển hóa nhanh, thời gian lưu
thủy lực và thể tích bể xử lý nhỏ (yếm khí). Tuy vậy tốc độ của cả quá t rình
(yếm khí, hiếu khí) thì lại bị ràng buộc bởi cả hai thành phần: chất hữu cơ và
photpho, vậy nên cả hệ sẽ bị thiếu (khống chế) bởi một trong hai thành phần
trên: khi dòng vào ít photpho thì lượng chất hữu cơ ít bị tiêu hao trong môi
trường yếm khí, làm tăng nồng độ hữu cơ ở giai đoạn hiếu khí; khi dòng vào
thiếu chất hữu cơ thì quá trình giải phóng photpho kém, kéo theo là quá trình
tích lũy photpho trong môi trường hiếu khí giảm, chất lượng nước thải tại đầu
ra kém.
Thiếu chất hữu cơ có thể do hai nguyên nhân: tổng lượng chất hữu cơ trong
dòng vào so với tỉ lệ tổng photpho thấp (đánh giá qua TCOD, BOD) hoặc do
chất hữu cơ trong dòng vào không chuyển hóa kịp thành sản phẩm mà vi sinh
PAO có thể sử dụng (VFA) cho quá trình hấp thụ và polyme hóa. Nguyên
nhân sau thường xảy ra, đặc biệt đối với nước thải sinh hoạt nếu so sánh giữa
COD/TP với BOD/TP. Nếu thành phần COD có thể sinh hủy/TP trong nước
thải sinh hoạt luôn cao hơn 40 thì tỉ lệ BOD/TP phần lớn là thấp hơn 20. Vì lý
do đó, hệ xử lý photpho thường được thiết kế hệ lên men sơ bộ để bổ xung
VFA cho quá trình xử lý (với các nơi có điều kiện khí hậu nóng ấm, tốc độ
thủy phân và lên men sẽ nhanh hơn nhiều so với các vùng khí hậu lạnh, vấn đề
đó chưa được nghiên cứu kỹ càng) hoặc kéo dài thời gian xử lý yếm khí để có
đủ lượng VFA cần thiết.

Hàm lượng photpho trong sinh khối.



~ 297 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Photphat chỉ được tách loại ra khỏi hệ thống xử lý thông qua sinh khối, vì
vậy hiệu quả tách loại photpho phụ thuộc vào lượng bùn thải (tuổi bùn) và
hàm lượng photpho trong đó. Hàm lượng photpho trong sinh khối phụ thuộc
vào yếu tố hữu cơ hoặc photpho trong nước thải đầu vào: ít chất hữu cơ thì tỷ
lệ vi sinh PAO và hàm lượng photpho trong chúng cao, tuy vậy hàm lượng
photpho dư trong nước dòng ra cũng sẽ cao. Ngược lại nếu hàm lượng photpho
trong dòng vào thấp sẽ không xảy ra quá trình giải phóng photpho trong bể
yếm khí. Lượng chất hữu cơ dư tạo điều kiện để các loại vi sinh dị dưỡng
không thuộc họ PAO phát triển, làm giảm tỷ lệ của vi sinh PAO trong sinh
khối, kéo theo là hàm lượng photpho trong sinh khối thấp (chỉ 4 - 6% chẳng
hạn).
Trong thực tế cũng thường nhận thấy hiện tượng: khi hàm lượng photpho
trong sinh khối cao thì nồng độ photpho trong dòng ra cũng cao và khi nồng
độ photpho trong sinh khối thấp thì nồng độ photpho sau xử lý cũng thấp theo
nếu thiết kế và vận hành hệ xử lý đúng. Nguyên nhân của hiện tượng trên là do
tỉ lệ COD/P trong dòng vào môi trường yếm khí quyết định cả hàm lượng
photpho trong sinh khối và nồng độ photpho trong dòng thải, cả hai thông số
trên tỉ lệ nghịch với tỉ lệ COD/P.

Ảnh hưởng của thời gian lưu tế bào.
Do mật độ của vi sinh PAO thay đổi theo tỉ lệ COD/P nên hiệu quả xử lý
photpho của hệ xử lý tăng cường ít phụ thuộc vào thời gian lưu tế bào trong
một khoảng rộng: 2 - 40 ngày. Hiện tường xảy ra do có sự đóng góp một phần
của quá trình phân hủy nội sinh vi sinh vật PAO là 0,05 d-1 so với 0,24 d-1 của
vi sinh dị dưỡng hiếu khí tính theo COD. Điều đó có ý nghĩa là với tuổi bùn
lớn thì tỉ lệ vi sinh PAO tăng lên trong sinh khối và vì vậy hàm lượng photpho
trong sinh khối cũng tăng theo.
Kinh nghiệm thực tế chỉ ra rằng, hệ xử lý photpho hoạt động có hiệu quả
với thời gian lưu tế bào nằm trong khoảng 3 - 68 ngày. Hệ cũng có thể hoạt
động với tuổi bùn thấp hơn 3 ngày nhưng khi đó tính ổn định của hệ thấp,
dòng ra dễ bị đục, khi đó cần phải áp dụng thêm các biện pháp làm trong nước
như keo tụ hoặc lọc và đồng thời làm giảm thêm được hàm lượng photpho (cả
rắn và tan) trong dòng ra. Với thời gian lưu tế bào thấp, 4 ngày hệ hoạt động
ổn định hơn nhiều, tuy nhiên với nhiệt độ cao hơn 15oC, thời gian lưu tế bào là
6 ngày thì quá trình nitrat hóa xảy ra đáng kể nên cần phải bổ xung thêm giai
đoạn xử lý thiếu khí để khử nitrat.


~ 298 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Tăng thời gian lưu tế bào sẽ làm tăng hàm lượng photpho trong sinh khối
do tỉ lệ của vi sinh PAO trong đó tăng (hàm lượng photpho có thể lên đến
32%), do vậy có thể tiến hành xử lý theo hai giai đoạn với tuổi bùn của từng
giai đoạn là 4 đến 5 ngày. Tất nhiên vận hành như vậy sẽ tăng lượng bùn thải,
là điều không mong muốn. Tuy nhiên nếu tăng tuổi bùn thì dễ xảy ra quá trình
nitrat hóa từng phần hoặc hoàn toàn và khi đó cần phải thêm giai đoạn khử
nitrat. Hệ xử lý theo quá trình UCT, VIP hoạt động theo nguyên tắc trên: nitrat
trong dòng hồi lưu bùn được khử trước khi được xử lý yếm khí. Cũng có thể
áp dụng các sơ đồ công nghệ khác: tách một phần thể tích bể yếm khí để khử
nitrat từ dòng bùn hồi lưu, sử dụng một phần nước đầu vào (5 - 20%) trộn với
bùn hồi lưu nhằm cung cấp chất hữu cơ cho quá trình khử nitrat, phần nước
vào còn lại dẫn vào ngăn yếm khí (ngăn thiếu khí được nối tiếp với ngăn yếm
khí). Phương án trên có hiệu quả hơn so với quá trình UCT, VIP do chi phí
xây dựng thấp hơn, quá trình khử nitrat hiệu quả hơn nhờ mật độ vi sinh cao.
Từ các phân tích trên cho thấy, hệ xử lý photpho thích hợp l à hệ xử lý yếm
khí có kích thước dễ thay đổi bằng cách xây dựng nhiều ngăn nối tiếp nhau,
trong từng ngăn đều có lắp đặt hệ thống khuấy trộn nhằm đáp ứng sự biến
động của chất lượng nước thải và điều kiện vận hành. Tất nhiên nếu hệ xử lý
photpho được trang bị thêm hệ lên men sơ bộ (prefermentation) thì hiệu quả
xử lý photpho hiệu quả và ổn định hơn nhiều trong khi chỉ cần thể tích môi
trường yếm khí rất nhỏ (5% so với thể tích khối phản ứng) do tốc độ phản ứng
của VFA rất nhanh (tất nhiên là phải đủ).

Thời gian lưu thủy lực của giai đoạn yếm khí.
Thời gian lưu thủy lực của giai đoạn yếm khí cũng có ảnh hưởng đến hiệu
quả xử lý photpho của hệ, tuy nhiên chịu ảnh hưởng bởi tỷ lệ COD/P. Khi
TCOD/TP nằm trong khoảng 42 - 68 (hạn chế lượng photpho) thì tác động của
thời gian lưu thủy lực tương đối nhỏ, khi tỷ lệ trên thấp, với giá trị 20 - 43 (hạn
chế chất hữu cơ) thì hiệu quả xử lý photpho của hệ tăng khi tăng thời gian lưu
thủy lực.

Ảnh hưởng của nhiệt độ.
Tỉ lệ TCOD/TP cũng tác động lên ảnh hưởng của nhiệt độ đến hiệu quả xử
lý photpho của hệ: khi thiếu COD thì ảnh hưởng của nhiệt độ tới hàm lượng
photpho trong sinh khối mạnh hơn so với khi thiếu photpho. Hệ xử lý photpho




~ 299 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
không hoạt động khi thời gian lưu tế bào là 5 ngày, nhiệt độ 10oC, thiếu COD
và điều này không xảy ra khi hệ thiếu photpho.


Ảnh hưởng của quá trình lắng sơ cấp và xử lý bùn.
9. 4. 3.

Do tỉ lệ TCOD/TP là yếu tố quan trọng ảnh hưởng tới hiệu quả xử lý
photpho của hệ, hai yếu tố trên lại phụ thuộc nhiều vào các giai đoạn xử lý
khác nên việc xem xét các quá trình không trực tiếp khác cũng là cần thiết,
trước hết là quá trình lắng sơ cấp và xử lý bùn (sinh khối).
Lắng sơ cấp được sử dụng để tách loại các thành phần chủ yếu là hữu cơ
không tan trong dòng vào trước khi xử lý sinh học. Tách loại chất rắn không
tan đồng nghĩa với giảm hàm lượng chất hữu cơ, hợp chất nitơ và photpho
trong nước thải - Bùn từ bể lắng sơ cấp và thứ cấp được xử lý (tách nước, cô
đặc bùn, phân hủy yếm khí, hiếu khí) cũng tạo ra nước thải.
Quá trình lắng sơ cấp làm giảm cả chất hữu cơ lẫn hợp chất nitơ và
photpho, tuy nhiên mức độ giảm chất hữu cơ mạnh hơn, ví dụ tổng BOD giảm
gần 30%, tổng COD giảm khoảng 40% trong khi tổng nitơ và photpho chỉ
giảm 18%. Kết quả là nước sau lắng sơ cấp giảm tỉ lệ TCOD/TP hay
TBOD/TP xuống gần một nửa. Đặc trưng của nước thải chuyển từ thiếu
photpho sang thiếu chất hữu cơ đối với quá trình tích lũy chất hữu cơ hay giải
phóng photpho trong môi trường yếm khí.
Trong công đoạn xử lý bùn cũng sản sinh ra một lượng nước, nước sinh ra
được đưa vào tiếp tục xử lý như nước thải. Các dòng nước tách từ bùn cũng có
tỉ lệ TCOD/TP thấp do một phần photpho đã bị kết tủa trong khi xử lý bùn (tạo
hợp chất photphat khó tan như canxi photphat, struvite...). Khi được trộn lẫn
với dòng vào tỉ lệ chất hữu cơ/photpho của dòng hỗn hợp cũng bị giảm.
Trong điều kiện TCOD/TP thấp, hiệu quả xử lý photpho thấp mà bổ xung
thêm chất hữu cơ sẽ kéo theo tăng giá thành vận hành.


Quá trình lên men sơ bộ.
9. 4. 4.

Trong các phần trình bày trên cho thấy rõ yếu tố quan trọng của chất hữu cơ
đối với quá trình giải phóng photpho của vi sinh PAO trong môi trường yếm
khí. Để quá trình hoạt động có hiệu quả cần duy trì tỷ lệ chất hữu cơ không
thấp hơn một giá trị nào đó so với photpho tổng. Chất hữu cơ thích hợp là axit



~ 300 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
béo dễ bay hơi mà tốt nhất là axit axetic. Lên men sơ bộ chính là nhằm mục
đích cung cấp chất hữu cơ thích hợp cho quá trình giải phóng photpho.
Như đã được trình bày trong phần 7. 3. 1, axit béo dễ bay hơi là sản phẩm
trung gian của quá trình xử lý nước thải (chất hữu cơ) trong điều kiện yếm khí,
vì vậy hệ xử lý lên men sơ bộ (prefermentation) thường được lắp ghép vào hệ
thống xử lý photpho để đảm bảo cho qui trình xử lý ổn định, nguyên liệu dùng
cho quá trình lên men sơ bộ là cặn chất hữu cơ tách ra từ bể lắng sơ cấp hoặc
lên men nước thải thô [48, 49, 50].
VFA là sản phẩm của quá trình thủy phân chất hữu cơ và có thể sản xuất
theo các phương pháp: vi sinh, hóa học và nhiệt thủy phân.
Thủy phân sinh học là quá trình các vi sinh vật yếm khí thủy phân các chất
rắn hữu cơ hay các phân tử hữu cơ lớn qua phản ứng xúc tác men ngoại bào.
Vì là sản phẩm trung gian nên cần phải dừng phản ứng trước khi VFA chuyển
hóa thành metan là sản phẩm cuối của quá trình bằng cách lựa chọn thời gian
phản ứng thích hợp. Sản phẩm chính của quá trình lên men sơ bộ chủ yếu là
axit axetic cùng với các VFA khác rất thích hợp cho vi sinh PAO. Trong quá
trình lên men sơ bộ có thể chuyển hóa 10 - 15% COD rắn thành dạng tan và
75% dạng tan là VFA.
Thủy phân hóa học được tiến hành trong môi trường axit (pH = 2) hoặc trong
môi trường kiềm (pH = 14) với thời gian phản ứng khoảng 4 giờ. Hiệu suất
phản ứng hóa học thủy phân ngang với thủy phân sinh học khi dùng xút
(NaOH) để điều chỉnh pH, nhưng chỉ đạt khoảng 50% khi dùng axit HCl hoặc
vôi (Ca(OH)2). Thủy phân hóa học tạo ra sản phẩm chứa ít VFA.
Thủy phân nhiệt trong điều kiện áp suất khá cao (6 atm) và nhiệt độ 160 oC
trong 2 giờ có hiệu suất ngang với thủy phân sinh học nhưng sản phẩm cũng
chứa ít VFA. Sử dụng thêm axit sunfuric trong thủy phân nhiệt sẽ tăng hiệ u
suất phản ứng, chuyển hóa tới 35 - 40% TCOD nhưng sản phẩm cũng nghèo
VFA.
Kết quả nghiên cứu cho thấy, thủy phân sinh học có ưu thế hơn so với hai
phương pháp kia.

Lên men sơ bộ bằng phương pháp sinh học.
Tương tự quá trình xử lý yếm khí nước thải, xử lý cặn bùn có cùng cơ chế
nhưng với tốc độ phản ứng chậm hơn, vì vậy điều kiện thủy phân cặn hữu cơ
thích hợp là: nhiệt độ 20 - 30oC, thời gian lưu thủy lực 2 - 4 ngày, pH nằm
trong khoảng 5,3 - 6,0.


~ 301 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Lên men sơ bộ cũng có thể tiến hành với nước thải chưa xử lý miễn là nồng
độ chất hữu cơ trong đó đủ lớn (trên 200 mg/l tính theo BOD). Nước thải trong
các cống rãnh thu gom cũng chứa một lượng VFA đáng kể trong điều kiện
dòng chảy chậm, nhiệt độ cao, thời gian lưu thủy lực trong cống rãnh dài,
chiều sâu của rãnh lớn và chiều rộng thấp. Tuy vậy để chủ động trong vận
hành, xây dựng hệ lên men sơ bộ hoạt động độc lập để cung cấp VFA cho xử
lý photpho là phương án an toàn. Trong suy nghĩ của các nhà công nghệ xử lý
nước thải, lên men sơ bộ chỉ nên thực hiện ở các vùng có khí hậu lạnh, ví dụ ở
vùng tây Canada hay bắc Âu. Tuy nhiên trong thực tế phương án lên men sơ
bộ cũng được thực hiện ở nhiều nơi trên thế giới: rất phổ biến ở Australia và
với mức độ trong vùng khí hậu ôn đới và cả nhiệt đới [48, 49]. Sản phẩm của
quá trình lên men sơ bộ còn có khả năng thúc đẩy tốc độ khử nitrat, ví dụ sử
dụng nước rác thô chứa VFA (nước rác có tuổi thấp, được xem là sản phẩm
của lên men sơ bộ) để khử nitrat hình thành sau giai đoạn xử lý hiếu khí [51,
52].
Hiệu quả sản xuất VFA cung cấp cho hệ xử lý photpho phụ thuộc vào
nguyên liệu và điều kiện sản xuất.
Nguyên liệu để chế tạo VFA có thể là nước thải được vắt ra từ bùn thải
hoặc nước rửa các thiết bị vắt bùn, bùn thải có nguồn gốc từ bể lắng sơ cấp.
Trong các bể ủ bùn (bùn lắng sơ cấp và thứ cấp) yếm khí luôn có một lượng
nước trong ở phía trên lớp bùn được thải ra, nước thải này cũng chứa VFA
nhưng với hàm lượng thấp. Nước được vắt ra từ bùn yếm khí chứa nhiều VFA
hơn. Sử dụng bùn từ bể lắng sơ cấp để lên men sơ bộ, quay vòng bùn (vi sinh)
trong hệ lên men sơ bộ vào bể lắng sơ cấp là giải pháp có hiệu quả để sản xuất
VFA. Trong phương án trên, một lớp bùn yếm khí được tạo ra trong bể lắng sơ
cấp, lớp vi sinh trên chuyển hóa các chất rắn trong dòng vào. Phương pháp
trên có tên gọi là bể lắng sơ cấp hoạt tính (activated primary sedimentation
tank).
Các hệ hoạt động yếm khí dài ngày luôn có xu hướng tạo thành metan nên
thường phải áp dụng biện pháp thải bùn theo chu kỳ, tần xuất thải bùn phụ
thuộc vào điều kiện cụ thể của địa phương và theo mùa. Đối với hệ hoạt động
lên men sơ bộ gián đoạn, mức độ thải bùn dễ kiểm soát hơn, với một mức thải
bùn tối ưu nhằm tạo ra nhiều VFA.




~ 302 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Từ kết quả nghiên cứu cho thấy, điều kiện lên men sơ bộ có hiệu quả đối
với chất rắn hữu cơ: mật độ sinh khối 30 - 40.000 mg/l; nông độ VFA cao đạt
được trong thời gian 6 - 9 ngày kể từ khi quá trình lên men bắt đầu.
Hiệu quả lên men tối đa đạt 0,125 kg VFA tính theo COD trên 1 kg sinh
khối hữu hiệu (tính theo COD), hiệu quả chỉ đạt 0,075 kg/kg với thời gian lưu
thủy lực 3 - 4 ngày. Tỷ lệ các axit dễ bay hơi trong tổng VFA có giá trị 1,0:
1,0: 0.08: 0,07 tương ứng với axit axetic, propionic, butyric và axit valeric.


Lựa chọn các thông số thiết kế hệ xử lý photpho.
9. 4. 5.

Ngoài yếu tố cung cấp đủ chất hữu cơ cho quá trình giải phóng photpho từ
vi sinh PAO với mức khoảng 6 g VFA/gP [48], hệ xử lý chỉ hoạt động có hiệu
quả khi các yếu tố khác cũng được đáp ứng: kích thước bể xử lý yếm khí, mức
độ oxy cần thiết trong giai đoạn hiếu khí, điều kiện tiếp xúc của vi sinh với cơ
chất (khuấy trộn) và một số loại hóa chất cần bổ xung.

Thể tích bể xử lý yếm khí.
Tốc độ hấp thu VFA của vi sinh PAO rất nhanh ở vùng nhiệt độ cao hơn
o
14 C theo phản ứng bậc 1. Do tốc độ hấp thụ nhanh nên thể tích bể yếm khí sẽ
trở nên ít quan trọng hơn so với thời gian lưu tế bào (vùng yếm khí) khi hệ
được cung cấp đủ VFA. Thể tích bể yếm khí chỉ chiếm một tỷ lệ thấp trong
toàn bộ khối phản ứng (khoảng 5%) với thời gian lưu thủy lực tương ứng nhỏ
hơn 1 giờ. Phương pháp lên men sơ bộ là giải pháp tối ưu để cung cấp VFA
cho hệ xử lý.
Phản ứng tiêu thụ VFA là bậc một, vì vậy có thể tính toán thể tích bể xử lý
yếm khí theo tốc độ tiêu hao VFA. Tốc độ phản ứng phụ thuộc vào nhiệt độ,
yếu tố hiện nay chưa tìm hiểu được kỹ càng. Theo kinh nghiệm, bể yếm khí có
thể tích 5 - 10% là thỏa mãn. Thể tích bể yếm khí có thể tính toán trên cơ sở
thời gian lưu tế bào tối thiểu với hệ số an toàn cao (2 đến 3).
Thể tích bể yếm khí có ảnh hưởng lớn hơn nhiều đối với hiệu quả xử lý khi
hàm lượng VFA thấp hơn so với photphat. Phụ thuộc vào bản chất của chất
hữu cơ, quá trình lên men tạo ra VFA trong bể xử lý yếm khí có tốc độ chậm,
vì vậy nếu tăng thời gian lưu thủy lực hay thể tích bể yếm khí lên đến 25% thể
tích khối phản ứng thì lượng VFA tạo thành sẽ đáp ứng được cho quá t rình
giải phóng photpho.



~ 303 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Sử dụng hệ xử lý yếm khí và thiếu khí để khử nitrat và giải phóng photpho
sẽ làm giảm nhu cầu oxy cho giai đoạn xử lý hiếu khí sau đó, có thể tiết kiệm
được tới 30% so với hệ bùn hoạt tính thông dụng.
Trong bể xử lý yếm khí cũng như thiếu khí, yếu tố tiếp xúc giữa sinh khối
với cơ chất được xem là rất quan trọng. Khuấy trộn trong các hệ trên nhằm
duy trì cho sinh khối tồn tại ở trạng thái lơ lửng nhưng cũng cần tránh xáo
động mạnh bề mặt lớp nước để giảm thiểu oxy thâm nhập từ khí quyển vào
khối phản ứng.
Giữa các vùng yếm khí, thiếu khí và hiếu khí cần có sự cách ly về không
gian nhằm ngăn ngừa các dòng trộn lẫn với nhau theo chiều ngược, đưa các
chất oxy hóa (oxy, nitrat, nitrit) từ vùng hiếu khí về. Dòng hiếu khí quay
ngược về gây thêm nguy cơ thúc đẩy vi sinh dạng sợi và vi sinh tạo bọt phát
triển. Cửa thông các ngăn nên có tiết diện nhỏ sao cho tốc độ dòng nước tối
thiểu 0,3 m/giây (tốc độ dòng nước bằng lưu lượng chia cho tiết diện chảy), vị
trí của cửa thông ngăn nên đặt ở độ cao dưới mặt nước, không dưới 0,5 m.
Trong hệ xử lý photpho bể lắng thứ cấp có vai trò rất quan trọng. Để đạt
được tiêu chuẩn thải cao về phương diện photpho thì cần duy trì lượng cặn
không tan (sinh khối) thấp tại đầu ra. Tải lượng bề mặt đối với bể lắng thứ cấp
trong hệ xử lý photpho chỉ nên bằng khoảng 50% so với hệ bùn hoạt tính
thông dụng (12,2 - 16,3 m3. m-2. d-1 so với 24 - 32 m3. m-2. d-1).
Photpho tiếp tục được giải phóng từ sinh khối, đặc biệt ở đáy bể lắng thứ
cấp [38] nên cần áp dụng các giải pháp kỹ thuật để hạn chế, ví dụ bằng cách
tăng chiều cao của lớp nước trong bể lắng sao cho nước không bị chảy ngược
qua lớp bùn trong bể lắng. Nói cách khác photpho tan ra từ sinh khối sẽ được
quay về bể yếm khí theo đường hồi lưu bùn hoặc bùn thải chứ không theo
nước sau lắng ra ngoài môi trường. Chiều cao hợp lý của bể lắng thứ cấp nằm
trong khoảng 4,3 - 5,5 m và tốc độ hồi lưu bùn nằm trong khoảng 0,25 - 1,25
Q.
Sử dụng phối hợp với hóa chất kết tủa photphat (Al3+, Fe2+, Fe3+) sẽ tăng
cường được hiệu quả xử lý photphat (xem 4. 2. 3) mà không ảnh hưởng đến
quá trình xử lý photpho bằng phương pháp sinh học miễn là với liều lượng hợp
lý chất kết tủa. Sử dụng phối hợp với chất kết tủa có giá thành thấp hơn so với
phương pháp kết tủa đơn độc. Sử dụng quá liều lượng chất kết tủa gây nguy cơ
tách loại quá mức vi sinh PAO. Có thể châm kết tủa ở nhiều vị trí khác nhau
nhưng tốt hơn cả là trước khi vào bể lắng thứ cấp.



~ 304 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Thiết kế hệ xử lý photpho được tiến hành theo thứ tự các bước: Tính toán
thể tích bể xử lý yếm khí, cân nhắc khả năng xây dựng hệ thống lên men sơ bộ
và tính toán thời gian lưu tế bào. Tiếp theo là cân nhắc việc chia nhỏ khoang
yếm khí, ngăn ngừa trộn dòng, mức độ khuấy trộn, thiết kế hợp lý bể lắng thứ
cấp, hạn chế quá trình giải phóng photpho trong bể lắng thứ cấp.
Các bước chi tiết trong thiết kế gồm [5]:
1) Xác định tiêu chuẩn thải đối với nồng độ photpho.
2) Xác định tỷ lệ TCOD/TP và TBOD/TP của dòng vào.
3) Sử dụng đồ thị Randal (hình 9. 3) để xác định tỷ lệ TCOD/TP đáp ứng
tiêu chuẩn thải. Nếu TCOD/TP > 40 thì hiệu quả xử lý photpho sẽ tốt khi hệ
được thiết kế đúng. Nếu tỉ lệ TCOD/TP < 40 hay TBOD/TP < 20 thì hiệu quả
xử lý thấp và vì vậy cần cấp thêm VFA bằng biện pháp lên men sơ bộ hoặc các
hóa chất tương ứng hoặc phải áp dụng thêm biện pháp kết tủa hóa học.
4) Xác dịnh tỷ lệ BOD/COD để ước tính khả năng lên men và cần chú ý là
tỉ lệ trên biến động theo thời gian, giá trị sử dụng để thiết kế phải là giá trị thấp
nhất. Nếu TCOD/TP > 40 và BOD/COD > 0,5 thì có thể đạt hiệu quả xử lý
photpho tốt khi thiết kế thể tích bể yếm khí đủ lớn mà không cần bổ xung
VFA. Thời gian lưu thủy lực trong xử lý yếm khí càng dài thì hiệu quả tách
loại photpho càng lớn (hình 9. 4a). Khi TCOD/TP < 40 và BOD/COD < 0,5 thì
cần thể tích bể yếm khí lớn (hình 9. 4. b) hoặc bổ xung thêm VFA (lên men sơ
bộ) hoặc dùng biện pháp kết tủa hóa học. Nếu sử dụng biện pháp lên men sơ
bộ thì thể tích bể yếm khí chỉ cần 5 - 10% của tổng thể tích khối phản ứng.
Nếu BOD/COD > 0,5 và TCOD/TP > 40 thì có thể không phải sử dụng biện
pháp lên men sơ bộ nhưng cần bể yếm khí có thể tích chiếm khoảng 15% hoặc
thời gian lưu thủy lực không thấp hơn 90 phút.




~ 305 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

14



Nồng độ photpho tan dòng ra, mg/l
A
12
10
8
6
4
2
0
0 10 20 30 40 50 60 70
Tỷ lệ TCOD: TP dòng vào


7
B
Nồng độ photpho tổng dòng ra, mg/l




6
5
4
3
2
1
0
0 10 20 30 40 50 60 70
Tỷ lệ TCOD: TP dòng vào



Hình 9. 3. Đồ thị biểu diễn mối quan hệ giữa photpho dòng ra và tỷ lệ TCOD:
TP dòng vào (đồ thị Randal) [5].
Trong trường hợp BOD/COD > 0,5 và TCOD/TP < 40 thì thiết kế bể yếm
khí với thời gian lưu thủy lực không thấp hơn 90 phút và phụ thuộc vào yêu
cầu chất lượng thải có thể cần phải bổ xung thêm VFA hoặc áp dụng thêm
biện pháp kết tủa hóa học.




~ 306 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
14




(TP vào-P tan ra), mg/l
12

Lượng photpho xử lý
a
10
8
6
4
2
0
0 0.5 1 1.5 2 2.5 3
Thời gian lưu thủy lực yếm khí, giờ



14
12
b
(TP vào-P tan ra), mg/l
Lượng photpho xử lý




10
8
6
4
2
0
0 0.5 1 1.5 2 2.5 3
Thời gian lưu thủy lực yếm khí, giờ

Hình 9. 4. Ảnh hưởng của thời gian lưu thủy lực yếm khí đến lượng photpho được
xử lý (a. TCOD:TP = 42 : 68; b. TCOD:TP = 20-43) [5].


5) Chỉnh sửa giá trị thời gian lưu thủy lực (yếm khí) theo nhiệt độ (hệ số
1,045) khi nhiệt độ thấp hơn 20oC nếu TCOD/TP < 40. Không cần thiết phải
chỉnh sửa theo nhiệt độ của thời gian lưu thủy lực với hệ dư chất hữu cơ.
6) Chỉnh sửa thời gian lưu thủy lực theo pH (hình 9. 5).




~ 307 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
0.9
0.8


Hằng số tốc độ hấp thụ
0.7



mgP/gSKHH.phút
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
0
5 5.2 5.4 5.6 5.8 6 6.2 6.4 6.6 6.8 7 7.2 7.4 7.6
pH

Hình 9. 5. Ảnh hưởng của pH đến hằng số tốc độ hấp thụ photphat [5].


7) Xác định thời gian lưu tế bào tối thiểu cho giai đoạn xử lý hiếu khí từ đồ
thị Mamais - Jenkin (hình 9. 6) thể hiện sự phụ thuộc của c, t vào nhiệt độ. Áp
dụng hệ số an toàn từ 2,5 - 3,0 đối với thời gian lưu tế bào trong thiết kế, từ đó
tính thể tích bể xử lý hiếu khí trên cơ sở ấn định mật độ sinh khối.
8) Đối với hệ xử lý photpho hai giai đoạn, hệ được thiết kế theo kiểu dòng
đẩy lý tưởng và vùng yếm khí được chia nhỏ ra thành ít nhất ba ngăn. Trong
ngăn yếm khí cuối cùng cả thiết bị khuấy và sục khí đều được lắp đặt để nó có
thể hoạt động theo chế độ yếm khí hoặc hiếu khí. Đối với hệ xử lý dinh dưỡng
ba giai đoạn, thì ba ngăn yếm khí chỉ cần trang bị thiết bị khuấy trộn, với ngăn
thứ ba dành cho xử lý thiếu khí. Kiểu bố trí như vậy tạo điều kiện thuận lợi
cho vận hành.
Ví dụ tính toán cho một hệ xử lý được trình bày chi tiết trong tài liệu [5].



Nhiệt độ, oC

25,5 21 17 13 19
tăng trưởng thực cực đại, ngày-1




1,0
0,0
Ln (max thực) = -4366(1/T)+ 14.2
1,2
-0,2
Thời gian lưu bùn, ngày




độ nghiêng = E/R - E = 36,3 kJ/mol
1,5
-0,4

1,8
-0,6

2,2
~ 308 ~
-0,8

2,7
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát




Nhà máy pilot, Mc Clintock

33,50 34,00 34,50 35,00 35,50

1/nhiệt độ (x 104) 1/k
Hình 9. 6. Ảnh hưởng của nhiệt độ lên quá trình xử lý phopho sinh học cải tiến
(đồ thị Mamais Jenkin) [5].


Cấu hình hệ xử lý photpho và hợp chất nitơ.
9. 4. 6.

Nhằm mục tiêu xử lý photpho và xử lý kết hợp với loại bỏ hợp chất nitơ,
nhiều loại hệ thống xử lý đã được phát triển và áp dụng trong thực tiễn. Hai
dạng cấu hình chính của hệ xử lý photpho là hệ dòng phụ và hệ dòng chính.
Hệ xử lý dòng phụ điển hình là quá trình PhoStrip (hình 8. 5) hoạt động
theo nguyên tắc: Một phần bùn trong dòng hồi lưu được phân hủy yếm khí,
photphat tan được giải phóng khỏi sinh khối và được kết tủa với hóa chất. Quá
trình PhoStrip là sơ đồ xử lý dòng phụ duy nhất hiện đang hoạt động.
Hệ xử lý dòng chính liên tục là hệ hoạt động có thêm giai đoạn xử lý yếm
khí đặt trước hiếu khí hoặc trước thiếu khí, điển hình là các quá trình cơ sở
A/O (anaerobic/oxic - yếm khí/hiếu khí, hình 8. 4) và A2/O
(anaerobic/anoxic/oxic - yếm khí/thiếu khí/hiếu khí) và các biến hình công
nghệ khác của chúng như Bardenpho năm giai đoạn, quá trình UCT, VIP (hình
8. 6).
Ví dụ về tính toán một số hệ xử lý trên được trình bày trong tài liệu [5].
Phương pháp bùn hoạt tính hoạt động theo kiểu chu kỳ như mương oxy hóa,
BIO - DENITRO/BIO - DENIPHO, Quá trình Schreiber, Biolac và mẻ kể tiếp
giai đoạn thường được sử dụng để tách loại đồng thời hợp chất nitơ, photpho
và rất thích hợp đối với xử lý qui mô nhỏ.
Mương oxy hóa. Cấu hình và nguyên tắc hoạt động của mương oxy hóa
được trình bày trong hình 8. 2. Mương oxy hóa được nghiên cứu và phát triển
tại Hà Lan vào thập kỷ 50 tại viện nghiên cứu Public Health Engineering,
được đưa vào áp dụng trong thực tiễn năm 1954, còn ở Mỹ thì hệ mương oxy
hóa được sử dụng lần đầu vào năm 1963 tại Beaverton, Oregeon [7]. Mương


~ 309 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
oxy hóa là một biến hình công nghệ của kỹ thuật phản ứng khuấy trộn đều
dòng liên tục trong một mương dài. Đặc trưng quan trọng của mương oxy hóa
là tính chu kỳ chậm của phương pháp bùn hoạt tính (low rate cyclic activated
sludge process) với tỉ lệ thức ăn/vi sinh (F/M ratio) nhỏ hơn 0,1 để xử lý hợp
chất dinh dưỡng. Đối với nước thải sinh hoạt có hàm lượng BOD khoảng 200
mg/l thì thời gian lưu thủy lực của hệ thường bằng hoặc lớn hơn 20 giờ phụ
thuộc vào tỉ lệ F/M. Tỉ lệ F/M nằm trong khoảng 0,05 - 0,1 được lựa chọn cho
quá trình oxy hóa và nitrat hóa, còn nếu thêm cả mục tiêu khử nitrat thì tỉ lệ
trên được chọn thấp hơn: 0,03 - 0,06. Thời gian lưu tế bào của hệ mương oxy
hóa nằm trong khoảng 20 - 40 ngày. Do thời gian lưu tế bào lớn nên bùn có độ
nén chặt, dễ lắng, chỉ số bùn rất thấp (nhỏ hơn 80 ml/g).
Tải lượng hữu cơ khá thấp trong kỹ thuật mương oxy hóa: 1,4 - 1,6 kg. m-3.
d-1, mật độ sinh khối nằm trong khoảng 2000 - 8000 mg/l.
Oxy hóa (hiếu khí), khử nitrat (thiếu khí) và xử lý photpho được thực hiện
trong mương oxy hóa thông qua điều khiển nồng độ oxy khác nhau theo thời
gian hoặc theo vị trí. Do các vùng hiếu khí, thiếu khí và yếm khí tồn tại không
biệt lập hoàn toàn bởi quá trình trộn lẫn nhau nên để đạt hiệu quả xử lý
photpho cao hơn người ta ghép thêm một ngăn xử lý yếm khí riêng độc lập và
mương oxy hóa như mô tả trong hình 9. 7.


quay vòng bùn




vào
o

ngăn yếm khí

quay vòng bùn



Hình 9. 7. Mương oxy hóa xử lý đồng thời hợp chất nitơ và photpho :
yếm khí; : thiếu khí; : hiếu khí.

Quá trình VT 2 là một biến hình công nghệ khác của kỹ thuật mương oxy
hóa: ghép nối kế tiếp hai mương oxy hóa nhằm tăng hiệu quả xử lý photpho và

~ 310 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
hợp chất nitơ. Kỹ thuật ghép nối nhiều mương oxy hóa tạo ra các biến hình
công nghệ khác như BIO - DENITRO và BIO - DENIPHO.

Quá trình Schreiber.
Tất cả các quá trình xử lý yếm khí, thiếu khí và hiếu khí được thực hiện
trong cùng một bể. Bể có cấu trúc hình tròn trong đó được lắp một thanh cầu
có thể xoay quanh tâm. Trên cầu được lắp các thiết bị phân tán khí (difuser),
các đầu phân tán khí chuyển động trong nước trong khi cấp khí. Trong khì cầu
vẫn quay mà ngưng cấp khí sẽ tạo ra môi trường thiếu khí.

Quá trình Biolac.
Hồ sinh học được xây dựng trên nền đất, gắn thiết bị phân tán khí ngập
trong nước kết hợp với tuổi bùn cao là đặc trưng của quá trình Biolac. Thiết bị
phân tán khí mịn dạng màng (membrane diffuser) được gắn với thiết bị sục khí
có thể chuyển động trong ao để cấp khí cho mọi vị trí của ao sinh học. Thiết bị
phân tán khí được lắp đặt cách đáy ao khoảng 0,3 m, mức độ cấp khí phụ
thuộc vào mục đích của quá trình tại từng thời điểm. Ao thường có đọ sâu 2,4 -
4,6 m.
Biolac có thể được thiết kế nhằm oxy hóa amoni với thời gian lưu tế bào 40
- 70 ngày, tỉ lệ F/M nằm trong khoảng 0,04 - 0,1, mật độ sinh khối: 1500 -
5000 mg/l. Có thể tiến hành đồng thời quá trình khử nitrat bằng cách áp dụng
các chu trình hiếu khí/thiếu khí theo thời gian.
Sinh khối dư được tách ra khỏi ao bằng cách sử dụng bơm hút (airlift
pump) hoặc xây dựng thêm hệ lắng thứ cấp kèm theo với tải lượng bề mặt 16 -
18 m3. m-2. d-1. Mức độ cấp khí tiêu chuẩn là 4 m3 khí/1000 m3 nước trong ao.

Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn.
Mẻ kế tiếp giai đoạn (sequencing batch technology) bao hàm hai nội dung
là mẻ (batch) với ý nghĩa là sau một khoảng thời gian nhất định sẽ thu được
sản phẩm một lần, còn kế tiếp (sequencing) mang ý nghĩa các quá trình (nạp
liệu, sục khí, khuấy, lắng) xảy ra kế tiếp nhau trong cùng một không gian.
Nguyên tắc hoạt động của kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn được trình bày trong
phần 7. 2. 1. 4. Quá trình cơ bản và các phương pháp mô tả toán học được
trình bày kỹ trong các tài liệu [54, 66].
Mẻ kế tiếp giai đoạn là một biến hình công nghệ của quá trình sục khí gián
đoạn (intermittent decanted extended aeration - IDEA) được phát triển ở
Australia trong vài chục năm gần đây. Kỹ thuật IDEA về phương diện vật lý là


~ 311 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
một bể có dòng vào liên tục, khác với kỹ thuật bùn hoạt tính là không có bể
lắng thứ cấp độc lập và vì vậy không có đường hồi lưu bùn. Hệ hoạt động theo
chu kỳ bốn giờ được chia làm 3 pha: sục khí, lắng và gạn với thời gian tương
ứng cho các pha trên là 2,1 và 1 giờ.
Quá trình oxy hóa BOD, amoni xảy ra trong giai đoạn sục khí, khử nitrat
xảy ra trong giai đoạn lắng và một phần trong giai đoạn gạn. Tách bùn được
thực hiện trong giai đoạn sục khí khi sinh khối được phân bố đều trong thể tích
khói phản ứng. Bùn được lưu giữ trong một ao riêng để tách nước, bùn khô có
thể sử dụng làm phân bón hoặc chuyển về bãi chôn rác. Hệ trên được cải tiến
để tách photpho bằng cách ghép thêm xử lý yếm khí phía trước ao chính. Hệ
thích hợp cho xử lý qui mô nhỏ.
Kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn là kỹ thuật mới được phát triển trong những
năm gần đây. Đặc điểm nổi bật của kỹ thuật này là có thể đáp ứng tốt sự biến
động của nước thải về mặt lưu lượng và độ ô nhiễm, diện tích xây dựng thấp
do tất cả các giai đoạn đều được thực hiện trong bể, dễ tự động hóa khâu vận
hành [57, 58]. Điều kiện yếm khí, thiếu khí và hiếu khí trong hệ được tạo ra do
vận hành nên nó rất thích hợp cho mục đích xử lý photpho và hợp chất nitơ khi
so sánh với các phương pháp truyền thống hoạt động kiểu liên tục [55, 56, 59,
60].
Xử lý hợp chất nitơ, photpho trong kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn được
quyết định bởi yếu tố vận hành: thay đổi thời gian tiến hành các pha (yếm khí,
thiếu khí, hiếu khí) trong một chu trình trên cơ sở theo dõi các thông số liên
quan và điều khiển chúng [53, 61, 62, 63, 64, 65].




~ 312 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Mô hình hóa quá trình xử lý nước thải.
10
Mục đích và lịch sử phát triển.
10. 1.

Mô hình hóa quá trình xử lý nước thải luôn là một nhu cầu và một lĩnh vực
không thể thiếu trong nghiên cứu công nghệ xử lý nước thải với mục tiêu thiết
kế các hệ xử lý nước thải có hiệu quả, đạt độ tin cậy cao và dễ áp dụng. Hai
loại mô hình được sử dụng rộng rãi là mô hình vật lý và mô hình mô phỏng
(toán học).
Mô hình vật lý được sử dụng rộng rãi trong thiết kế hệ xử lý nước thải, mô
hình này sử dụng phương pháp thực nghiệm để chuyển qui mô từ phòng thí
nghiệm sang thí nghiệm pilot và tới qui mô sản xuất. Đánh giá một loạt các
yếu tố ảnh hưởng thông qua thực nghiệm tốn kém nhiều công sức và thời gian,
tuy nhiên nếu có đầy đủ số liệu từ các nghiên cứu thực nghiệm thì mô hình vật
lý hoàn toàn có thể thỏa mãn mục đích đặt ra.
Mô hình toán học bằng cách mô phỏng các quá trình xảy ra trong hệ và mối
liên quan giữa các quá trình đó cho phép tiết kiệm công sức, tiền của và cho
kết quả sâu sắc hơn, kể cả những hiện tượng không thể đo đếm trực tiếp. Mô
hình toán xử lý dinh dưỡng trong nước thải là mô hình động có tính chất tổng
quát và mô hình ổn định là dạng đơn giản hóa của mô hình động tổng quát
nhằm tiện lợi cho sử dụng.
Nhận thức được tầm quan trọng của mô hình hóa, năm 1982, tổ chức
International Association on Water Pollution Research and Control (IAWPRC)
và đổi sang tên hiện nay là International Association on Water Quality
(IAWQ) thành lập nhóm nghiên cứu về mô hình hóa toán học quá trình xử lý
nước thải nhằm phục vụ thiết kế, vận hành quá trình bùn hoạt tính. Tại thời
điểm đó mô hình hóa xử lý nước thải bằng phương pháp bùn hoạt tính đã được
nghiên cứu khoảng 15 năm trước đó tại trường đại học Cape Town (Nam Phi)
dưới sự chỉ đạo của giáo sư G. V. Marais. Các mô hình thiết lập được sử dụng
rất hạn chế do một phần là tính thiếu hoàn chỉnh và mặt khác là do hạn chế về
khả năng tính toán những bài toán phức tạp do mô hình đặt ra. [1].
Nhiệm vụ đặt ra cho nhóm nghiên cứu mô hình là tạo ra được một nền tảng
chung để phát triển mô hình xử lý hợp chất nitơ trong tương lai; mô hình cần
phải đơn giản ở mức tối đa. Kết quả là mô hình đầu tiên với tên ASM


~ 313 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
(Activated Sludge Model No. 1) được thiết lập, được bàn cãi tại Seminar năm
1985 tại Đan Mạch và xuất bản dưới dạng báo cáo vào năm 1987. Sau thời
gian 5 năm nghiên cứu, phát triển và thử thách, ASM1 trở thành một mô hình
có thể sử dụng. ASM1 không chỉ là một mô hình mà nó còn là tài liệu hướng
dẫn phương pháp đánh giá đặc trưng của nước thải, thiết lập chương trình tính,
những lỗi dễ mắc phải và cách khắc phục. ASM1 đáp ứng khá tốt với tư cách
là một mô hình, tuy vậy vẫn được chỉnh sửa tiếp để phù hợp với thực tế ứng
dụng trong điều kiện cụ thể [2, 3].
Mô hình ASM1 không thể sử dụng trực tiếp để tính toán, nó chỉ là nền tảng
cho các mô hình khác với sự bổ xung thêm các chi tiết cụ thể.
Tại thời điểm xuất bản mô hình ASM1, quá trình xử lý photpho bằng
phương pháp tăng cường cũng đã được sử dụng trong thực tế xử lý nước thải
với một số lượng hệ hạn chế. Mức độ phát triển về lý thuyết của phương pháp
chưa đủ để đưa vào mô hình hóa quá trình xử lý phtopho. Từ giữa thập kỷ 80
đến giữa thập kỷ 90, bản chất của quá trình xử lý photpho được hiểu biết
tường tận hơn và được triển khai rộng rãi trong thực tiễn. Những tiến bộ trong
thời gian trên cho phép xây dựng mô hình ASM2 chứa đựng nội dung xử lý
photpho tăng cường bằng biện pháp sinh học. Cũng trong thời gian hoàn thành
mô hình ASM2, hiện tượng vi sinh vật Denitrifier có khả năng tích lũy
photpho được phát hiện và được mô hình hóa trong ASM2d.
Trong năm 1998 nhóm chuyên gia quyết định xây dựng mô hình xử lý bùn
hoạt tính mới là ASM3 chứa đựng nhiều thông tin hơn, trong đó nổi bật là khả
năng tích lũy các thành phần vật chất của vi sinh vật có liên quan đến quá trình
trao đổi chất của chúng.


Mô hình bùn hoạt tính ASM1.
10. 2.

Xử lý nước thải có thể áp dụng kỹ thuật bùn hoạt tính hoặc màng vi sinh.
Các mô hình được các nhóm chuyên gia của IAWQ xây dựng là mô hình áp
dụng kỹ thuật bùn hoạt tính: ASM1, ASM2, ASM2d, ASM3. Về cơ bản các
mô hình được xây dựng theo cùng nguyên tắc, các mô hình phát triển sau đó là
sự mở rộng các quá trình xảy ra trong hệ, tức là bao gồm thêm các tương tác
mới được mô hình mô tả. Mô hình đơn giản nhất là ASM1 mô tả các quá trình:
oxy hóa chất hữu cơ do vi sinh vật dị dưỡng hiếu khí, oxy hóa amoni do vi




~ 314 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
sinh tự dưỡng hiếu khí và khử nitrat do vi sinh tùy nghi dạng dị dưỡng. Nội
dung chính của ASM1 sẽ được trình bày tại phần tiếp theo.


10. 2. 1. Phương pháp trình bày mô hình.

Mô phỏng hoạt động một quá trình xảy ra trong hệ bùn hoạt tính cần phải
bao quát được phản ứng xảy ra trong hệ như oxy hóa chất hữu cơ, nitrat hóa và
khử nitrat với sự tham gia của nhiều thành phần tham gia phản ứng và các điều
kiện cần thiết để phản ứng xảy ra. Để dễ sử dụng về mặt toán học và thiết thực
cho dự báo quá trình, các phản ứng được lựa chọn cần có tính đại diện cho các
quá trình cơ bản xảy ra trong hệ. Một quá trình được sử dụng với ý nghĩa là
một sự kiện riêng biệt tác động đến một hoặc nhiều thành phần của hệ. Hơn
thế nữa, mô hình cũng cần định lượng được cả yếu tố động học (sự phụ thuộ c
của nồng độ vào thời gian) cũng như yếu tố tỉ lượng (mối tương quan về lượng
giữa các cấu tử tham gia phản ứng) của từng quá trình.
Nhận dạng các quá trình chính xảy ra trong hệ, lựa chọn các mô hình động
học mô tả thích hợp và mối quan hệ về mặt tỉ lượng chính là nội dung của mô
hình toán học.

Lập trình và ký hiệu.
Khó khăn gặp phải khi thiết lập một mô hình toán học mô tả một hệ chứa
nhiều tương tác như trong hệ xử lý nước thải được khắc phục bằng cách mô tả
hệ thông qua một ma trận.
Ngoài khả năng mô tả, phương pháp ma trận còn cho phép rút ra được
nhiều thông tin bổ ích một cách tối đa.
Khi quan sát một hệ bùn hoạt tính đơn giản nhất: vi sinh vật dị dưỡng hoạt
động trong môi trường có oxy (hiếu khí), chúng sử dụng nguồn carbon hữu cơ
hòa tan để xây dựng tế bào để sinh sôi phát triển và sản xuất năng lượng để
duy trì hoạt động, sẽ nhận thấy trong hệ đó tồn tại đồng thời hai quá trình cơ
bản: tăng sinh khối do tế bào vi sinh phát triển và giảm sinh khối do phân hủy
nội sinh. Các sự kiện: tiêu hao oxy hòa tan, suy giảm chất hữu cơ trong nước
thải không được xem là các quá trình cơ bản, chúng chỉ là kết quả của quá
trình tăng sinh khối và phân hủy nội sinh trong mối tương quan về tỉ lượng của
hệ quan sát.
Mô hình đơn giản nhất mô tả hệ trên cần tới ba yếu tố (thành phần): nồng
độ sinh khối, nồng độ chất hữu cơ tan và nồng độ oxy hòa tan. Diễn biến của


~ 315 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
ba yếu tố trên trong hai quá trình cơ bản được mô tả theo phương pháp ma trận
trong bảng 10. 1.


Bảng 10. 1. Động học và tương quan tỉ lượng của quá trình phát triển vi sinh
vật dị dưỡng [1, 4].


Tính liên tục

Yếu tố i Tốc độ của quá
i =1 i =2 i =3
trình vi [Ml-3. T-1]
XB Ss So
J Quá trình
Cân bằng vật chất




1 Y
1. Phát triển 1 Ss
1
m.
  .X B
K s  Ss
Y Y

2. Phân hủy -1 -1 kp. XB
nội sinh

ri   rij   ij vi
Tốc độ quan Thông số động
sát được học: Tốc độ
j i


phát triển cực
[M.l-3. T-1]
đại  m
Thông số tỉ Sinh khối Cơ chất Oxy
Hằng số bán
[M(COD).l-3] [M(COD).l-3] [M(COD).l-3]
lượng
Hiệu suất bão hòa: Ks
Hằng số phân
sinh khối
hủy: kp
thực Y.


Bước đầu tiên khi thành lập ma trận là cần xác định các yếu tố có liên quan
đến các quá trình xảy ra, cụ thể trong trường hợp trên là sinh khối X B, cơ chất
Ss và oxy hòa tan So. Các thành phần này được ghi ở dòng đầu theo ký hiệu,
tên và đơn vị trong cùng cột tương ứng ở phía hàng dưới cùng. Theo qui định
của IAWPRC (IAWQ) thì các thành phần không tan được ký hiệu là X, thành
phần tan được ký hiệu là S. Ký hiệu bên dưới xác định cụ thể đối tượng: B chỉ
sinh khối (biomass), s chỉ cơ chất (substrate), o chỉ oxy. Chỉ số i gán cho từng
thành phần, trong ví dụ trên i chỉ các giá trị 1, 2, 3 gán cho sinh khối, cơ chất
và oxy.
Bước thứ hai khi thành lập ma trận là xác định các quá trình sinh học xảy ra
trong hệ, cụ thể là các quá trình chuyển hóa và dịch chuyển tác động đến các


~ 316 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
yếu tố ghi ở hàng đầu (i = 1, 2, 3). Trong ví dụ trên chỉ xảy ra có hai quá trình:
phát triển và phân hủy nội sinh của vi sinh vật. Hai quá trình trên được ghi ở
cột phía trái của ma trận. Chỉ số j được gán cho hai quá trình phát triển (j = 1, j
= 2).
Các quá trình động học tương ứng (phát triển, phân hủy) được mô tả qua
các phương trình được ghi ở cột cuối phía bên phải của ma trận. Tốc độ vj
tương ứng với quá trình j ghi ở cột bên trái.
Ví dụ sử dụng phương trình dạng Monod (xem 6. 1. 1) thì tốc độ phát triển
của vi sinh vật sẽ có dạng được ghi ở cột và hàng tương ứng.
Phương trình Monod trong ma trận cho biết tốc độ phát triển của vi sinh vật
tỉ lệ thuận với chính nồng độ của nó theo bậc một (v1), còn phương trình
Herbert mô tả quá trình phân hủy nội sinh cũng cho biết tốc độ phân hủy nội
sinh (v2 = kp. XB) cũng phụ thuộc tuyến tính vào nồng độ sinh khối XB. Các
thông số động học (m, Ks, kp) được định nghĩa, nằm ở phía góc phải dưới của
ma trận.
Các phần tử trong ma trận bao gồm cả các hệ số tỉ lượng ij, mô tả mối
tương quan về lượng giữa các thành phần tham gia trong từng quá trình cụ thể.
Ví dụ tăng sinh khối (+1) trên cơ sở tiêu hao cơ chất (-1/Y) và oxy [-(1-Y)/Y].
Sử dụng hệ số tỉ lượng ij sẽ đơn giản hơn nhiều khi mô tả với điều kiện là đơn
vị sử dụng cho các yếu tố có tính chất tương hợp. Cụ thể, tất cả nồng độ các
chất hữu cơ được tính theo COD và nồng độ oxy được gán cho COD có giá trị
âm. Trong ma trận dấu (+) chỉ quá trình sinh ra, dấu (-) chỉ quá trình mất đi.
Hệ số tỉ lượng được định nghĩa, ghi ở phía góc trái của ma trận.

Cân bằng vật chất.
Trong một hệ xử lý, nồng độ của một thành phần có thể bị tác động bởi
nhiều quá trình khác nhau. Phương pháp ma trận cho phép dễ dàng nhận ra
diễn biến của một thành phần nào đó và vì vậy giúp đỡ thành lập mối tương
quan về cân bằng vật chất. Điều đó có thể thấy bằng cách dịch chuyển từ trên
xuống dưới trong một cột, và vì vậy phía trái ma trận được lưu ý bởi dòng: cân
bằng chất.
Phương trình cơ bản để mô tả cân bằng chất trong một hệ có giới hạn:
Đầu vào - Đầu ra + phản ứng = Tích lũy (10-1)

Đầu vào, đầu ra của một hệ là các quá trình chuyển khối, phụ thuộc vào
dạng kỹ thuật phản ứng. Thành phần phản ứng của hệ, ri, chính là tổng của các


~ 317 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
sản phẩm hình thành từ hệ số tỉ lượng ij với tốc độ hình thành vj đối với từ
yếu tố i.

ri   ij v j (10-2)
j


Ví dụ về các phản ứng hóa học trong hệ dưới góc độ cân bằng vật chất.
- Tốc độ hình thành sinh khối trong hệ chính là giá trị phát triển trừ đi giá trị bị
phân hủy:

 m .S s
rX B  .X B  k p .X B (10-3)
Ks  Ss

- Tốc độ tiêu hao cơ chất:

Ss
1
m.
rSs   (10-4)
.X B
K s  Ss
Y

- Tốc độ tiêu thụ oxy:

1 Y Ss
m .
rSo   X B  k p .X B (10-5)
K s  Ss
Y

Để có thể tính cân bằng chất cho một thành phần trong một hệ xác định (ví
dụ hệ khuấy trộn đều), tốc độ chuyển hóa của từng thành phần được tổ hợp với
quá trình chuyển khối đối lưu xảy ra trong hệ. Chuyển khối do đối lưu không
được trình bày trong ma trận vì nó phụ thuộc vào cấu hình (kỹ thuật phản ứng)
của hệ xử lý.

Kiểm tra tính liên tục.
Từ ma trận có thể kiểm tra được tính liên tục của một quá trình bằng cách
dịch chuyển ngang (cùng dòng) của ma trận khi các đơn vị sử dụng là tương
hợp, khi đó tổng của các hệ số tỉ lượng bằng không. Ví dụ đối với quá trình
phân hủy nội sinh, oxy được xem là COD có giá trị âm (-), tức là hệ số của nó
sẽ được nhân với (-1), lượng COD hao hụt từ sinh khối do phân hủy nội sinh
sẽ cân bằng với lượng oxy bị hao hụt cho quá trình đó. Tương tự như vậy đối
với quá trình sinh trưởng: lượng COD mất đi từ dung dịch do vi sinh phát triển
trừ đi lượng tạo thành tế bào mới sẽ bằng lượng oxy sử dụng để tổng hợp tế
bào.
Ví dụ trên trình bày phương pháp mô hình hóa toán học quá trình (đơn giản
nhất) là quá trình xử lý chất hữu cơ theo kỹ thuật bùn hoạt tính.


~ 318 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
10. 2. 2. Mô hình oxy hóa, nitrat hóa và khử nitrat.

10. 2. 2. 1. Đặc thù của quá trình, cách tiếp cận.

Phần trước đã trình bày phương pháp thiết lập mô hình xử lý nước thải
thông qua phương pháp ma trận cho trường hợp đơn giản nhất là oxy hóa chất
hữu cơ. Đối với một hệ xử lý đồng thời cả chất hữu cơ và nitơ thì ngoài quá
trình sinh trưởng và phân hủy của vi sinh vật dị dưỡng hiếu khí còn có mặt của
loại vi sinh tự dưỡng hiếu khí (oxy hóa amoni), loại tùy nghi thiếu khí (khử
nitrat), quá trình phân hủy nội sinh của vi sinh tự dưỡng, dị dưỡng, amoni hóa
(hình thành NH4+) từ các hợp chất hữu cơ tan, quá trình thủy phân chất hữu cơ
và hữu cơ có chứa nitơ từ các dạng không tan. Số lượng quá trình tham gia
trong hệ tăng lên 8 (j = 8). Các yếu tố tham gia vào quá trình trên không chỉ là
chất hữu cơ và oxy (i = 2) mà tăng lên đến 13 (i = 13). Kéo theo là các quá
trình động học tăng lên nhanh chóng (8) cùng với các thông số động học cho
từng quá trình (14). Qui mô của ma trận được mở rộng đáng kể.
Hệ bùn hoạt tính xử lý đồng thời chất hữu cơ và hợp chất nitơ có thời gian
lưu tế bào lớn nhằm đáp ứng điều kiện cho quá trình oxy hóa amoni, vì vậy
nồng độ chất hữu cơ sau xử lý thường là thấp đối với tất cả các hệ hoạt động
theo các kỹ thuật phản ứng khác nhau. Ngược lại, mật độ bùn hoạt tính và chất
oxy hóa (oxy, nitrat) đóng vai trò chất nhận điện tử có nồng độ rất khác nhau
trong các cấu hình phản ứng khác nhau. Do vậy việc cung cấp thỏa mãn nhu
cầu chất nhận điện tử phù hợp cả về mặt thời gian và không gian (vị trí) cho
các quá trình oxy hóa là yêu cầu cần thiết. Do vậy mô hình mô tả quá trình xử
lý (loại bỏ) chất hữu cơ cần phải thể hiện khía cạnh: loại bỏ chất hữu cơ phụ
thuộc vào mật độ sinh khối và nhu cầu của chất nhận điện tử, hơn là dự báo
nồng độ của cơ chất sau khi xử lý. Vì lý do đó, nội dung được quan tâm đầu
tiên khi xây dựng mô hình là tính toán được mật độ sinh khối khi lựa chọn các
mối quan hệ về tỉ lượng và đánh giá nhu cầu chất nhận điện tử trong khi xây
dựng các phương trình động học.
Khi thiết lập mô hình toán học, các nhà nghiên cứu phải dung hòa được hai
yếu tố: mô tả một số lượng hạn chế các quá trình xảy ra trong hệ (vì rất nhiều)
nhưng vẫn đại diện cho quá trình đó, phù hợp với nhận thức, hiểu biết và kinh
nghiệm đã thu được, mặt khác phương trình toán học từ mô hình cũng có thể
giải được với những phương tiện ở mức hợp lý. Khó khăn khi giải bài toán sẽ
tăng lên rất nhiều đối với một hệ bao gồm nhiều quá trình và nhiều mối tương



~ 319 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
tác. Ngoài ra, các phương trình động học càng mô tả sát thực tế lại càng khó
giải, vì vậy người làm mô hình chỉ chọn những quá trình cơ bản (tối thiểu)
phản ánh đặc trưng chủ yếu của hệ và lựa chọn các phương trình động học có
thể giải được và lời giải của chúng có ích lợi trong ứng dụng thực tiễn. Trong
rất nhiều trường hợp các phương trình động học được đơn giản hóa đi rất
nhiều. Mặc dù đã bị đơn giản hóa đáng kể, các phương trình động học không
phản ánh được tốt các diễn biến cụ thể xảy ra trong hệ song vẫn có thể sử dụng
ở mức chấp nhận được nếu chúng tái hiện được kết quả của các sự kiện.
Khi xây dựng mô hình, các quá trình động học mô tả chúng được lựa chọn
mang tính đại diện và phương trình ở mức độ đơn giản nhất phù hợp với từng
quá trình.
Vẫn với mục đích đơn giản hóa và thực dụng, các nhà mô hình hóa sử dụng
phương pháp (hàm) đóng - mở (Switching functions), tức là một quá trình
(phương trình động học) sẽ hoạt động hay dừng lại khi thay đổi điều kiện môi
trường. Phương pháp trên hết sức cần thiết đối với các quá trình phụ thuộc vào
sự có mặt của các chất thu điện tử khác nhau. Ví dụ loại vi sinh vật tự dưỡng
(oxy hóa amoni) chỉ có thể hoạt động khi trong hệ có oxy (hiếu khí), tốc độ
phát triển của chúng sẽ giảm tới không khi nồng độ oxy cạn kiệt bất chấp sự
có mặt của các thành phần chất nhận điện tử khác như nitrat, nitrit, sun fat.
Hiện tượng trên được mô hình hóa theo phương pháp ―đóng - mở‖ thông qua
phương trình:

So
(10-6)
K o  So

So là nồng độ oxy hòa tan, Ko là hằng số bán bão hòa.
Khi lựa chọn giá trị nhỏ cho Ko thì hàm số trên có giá trị xấp xỉ 1 (mở) đối
với một khoảng nồng độ oxy nào đó: quá trình xảy ra. Hàm trên sẽ tiến về giá
trị không (đóng) khi nồng độ oxy giảm về không: quá trình sẽ dừng lại. Về mặt
toán học, phương pháp trên cho phép mô hình hoạt động liên tục trong một
khoảng và dừng hẳn lại khi vượt ra ngoài khoảng đó.
Tương tự như vậy, đối với một quá trình chỉ xảy ra khi không có mặt oxy
(thiếu khí, yếm khí), hàm ―đóng - mở‖ có dạng:

Ko
(10-7)
So  K o




~ 320 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Với mục tiêu của mô hình là tính toán mật độ sinh khối và nhu cầu của các
chất nhận điện tử khi giá trị của các thông số, ví dụ Ko trong phương trình (10-
6), (10-7), chứa trong hàm ―đóng - mở‖ sẽ ảnh hưởng đến kết quả tính toán. Vì
vậy giá trị của các thông số được lựa chọn chỉ mang tính chất thuận lợi về mặt
xử lý toán học chứ không phải là tính thích nghi với các qui luật tự nhiên và vì
thế cần cẩn thận khi lựa chọn sao cho mô hình được thiết lập không bị mất
mục tiêu thực tiễn.


10. 2. 2. 2. Khái niệm tổng quát.

Yếu tố dễ gây nhầm lẫn và trong chừng mực nhất định hạn chế sự phát triển
của lý thuyết bùn hoạt tính là phương pháp xác định nồng độ chất hữu cơ trong
nước thải. Ba giá trị tương ứng với phương pháp đo được chấp nhận và sử
dụng rộng rãi là nhu cầu oxy sinh hóa (BOD), nhu cầu oxy hóa học (COD) và
tổng lượng carbon hữu cơ (TOC - total organic carbon). Trong các chỉ số trên
thì COD thích hợp hơn cả [5, 6] vì bản thân nó có mối liên hệ trực tiếp giữa
đương lượng điện tử (cho) của chất hữu cơ, với oxy hoặc các chất nhận điện tử
khác (nitrit, nitrat, sunfat, xem 9. 2. 1) và sinh khối (sinh khối được tính theo
COD, xem 5. 2. 3). Vì vậy nồng độ chất hữu cơ, bao gồm cả sinh khối đều
được tính theo COD trong các mô hình.
Chất hữu cơ trong nước thải được phân loại theo các đặc trưng khác nhau,
trước hết dựa vào khả năng sinh hủy của chúng. Chất hữu cơ dạng không sinh
hủy là loại trơ, không có bất kỳ sự chuyển hóa nào gây ra bởi vi sinh vật vì vậy
giữ nguyên dạng trong quá trình xử lý bùn hoạt tính. Dạng hữu cơ không sinh
hủy bao gồm hai trạng thái vật lý: tan và không tan. Chất hữu cơ trơ, dạng tan
(phù hợp với ký hiệu Si) có cùng nồng độ ở đầu vào và ra khỏi hệ thống xử lý.
Chất hữu cơ dạng không tan (ký hiệu Xi) bị bắt giữ bởi sinh khối và thải ra
khỏi hệ thống theo bùn thải. Do tốc độ thải bùn thấp hơn tốc độ xâm nhập của
chất hữu cơ từ dòng vào nên chúng được tích lũy trong hệ xử lý.
Chất hữu cơ có khả năng sinh hủy cũng được phân loại theo hai thành phần:
phân hủy hoàn toàn (dễ) và phân hủy chậm. Khi sử dụng trong xây dựng mô
hình, thành phần sinh hủy hoàn toàn được qui cho là dạng tan, có ký hiệu
tương ứng là Ss còn loại sinh hủy chậm thì được qui cho là loại không tan với
ký hiệu là Xs. Qui ước trên chỉ là sự thuận lợi (gần đúng) khi xây dựng mô
hình, trong thực tế nhiều chất hữu cơ khó sinh hủy tồn tại ở dạng tan.



~ 321 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Tính chất dễ sinh hủy của chất hữu cơ thường đi liền với đặc trưng đơn giản
về cấu trúc phân tử nên vi sinh tự dưỡng có thể sử dụng trực tiếp để xây dựng
tế bào và sản xuất năng lượng. Năng lượng thu được từ chất hữu cơ một phần
được tích lũy dưới dạng nội năng trong sinh khối, phần khác bị tiêu thụ cho
tổng hợp tế bào. Điện tử (cho từ chất hữu cơ và nhận bởi các chất oxy hóa)
liên quan đến phần năng lượng tiêu thụ trên được dịch chuyển tới các chất thu
nhận điện tử ngoại sinh như oxy hoặc nitrat.
Ngược lại, đối với các chất sinh hủy chậm, thường là các chất hữu cơ có
cấu trúc phức tạp, trước khi được vi sinh vật hấp thu chúng cần phải được
chuyển hóa thành dạng dễ hấp thu trước ở bên ngoài tế bào (quá trình thủy
phân). Quá trình thủy phân được giả thiết là không cần sử dụng năng lượng do
quá trình trao đổi điện tử và vì vậy không cần tới sự có mặt của các chất nhận
điện tử.
Tốc độ thủy phân của các chất hữu cơ chậm sinh hủy thường là chậm hơn
so với tốc độ tiêu thụ cơ chất dễ sinh hủy, nên quá trình thủy phân sẽ trở thành
yếu tố quyết định cả quá trình phát triển của vi sinh vật nếu trong hệ chỉ tồn tại
dạng chất hữu cơ này.
Tốc độ thủy phân chất hữu cơ trong điều kiện hiếu khí nhanh hơn trong
điều kiện thiếu khí và chậm hẳn lại trong môi trường yếm khí.
Việc phân chia chất hữu cơ thành hai dạng nhằm mục đích đánh giá khả
năng tiêu thụ chất nhận điện tử trong hệ theo thời gian và không gian.
Trong một hệ xử lý hợp chất hữu cơ và nitơ chỉ tồn tại hai môi trường là
hiếu khí và thiếu khí (sẽ có thêm môi trường yếm khí nếu xử lý thêm
photpho), vì vậy loại vi sinh dị dưỡng (oxy hóa chất hữu cơ trong điều kiện
hiếu khí, khử nitrat trong môi trường thiếu khí) sẽ phát triển trên cơ sở tiêu hao
cơ chất trong môi trường hiếu khí và thiếu khí.
Sinh khối trong hệ suy giảm liên quan đến một loạt cơ chế: phân hủy nội
sinh, chết, ăn thịt lẫn nhau và phân hủy. Tất cả các quá trình trên trong khi xây
dựng mô hình đều được qui cho quá trình chuyển hóa sinh khối thành dạng
chất hữu cơ chậm sinh hủy, không tan với ký hiệu là Xp, trơ đối với các tác
động vi sinh tiếp theo. Quá trình làm giảm vi sinh vật có khả năng hoạt động
được qui về cho là quá trình phân hủy và giả thiết là tốc độ phân hủy không
phụ thuộc vào sự có mặt của các chất nhận điện tử, tuy vậy quá trình chuyển
hóa từ các chất chậm sinh hủy thành dạng có thể hấp thụ được (tạo ra sinh
khối mới) thì lại chịu ảnh hưởng của bản chất của chất nhận điện tử.



~ 322 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Hợp chất chứa nitơ trong nước thải cũng được phân loại theo hai đặc trưng:
sinh hủy và không sinh hủy. Mỗi loại lại được phân chia theo các tính chất
riêng.
Thành phần không sinh hủy liên quan mật thiết đến thành phần hữu cơ
(COD) dạng không tan, thành phần tan không sinh hủy có nồng độ nhỏ nên
không được xem xét đến trong mô hình. Thành phần hợp chất nitơ có khả năng
sinh hủy được phân loại thành amoniac (cả hai dạng NH4+ và NH3) với ký hiệu
là SNH, chất hữu cơ chứa nitơ tan, SND và chất hữu cơ chứa nitơ không tan,
XND.
Chất hữu cơ chứa nitơ dạng không tan bị thủy phân thành dạng tan xảy ra
đồng thời với quá trình thủy phân chất hữu cơ chậm sinh hủy.
Chất hữu cơ chứa nitơ dạng tan được chuyển hóa thành amoniac bởi vi sinh
vật dị dưỡng. Ammoniac hình thành đóng vai trò cung cấp nitơ (dinh dưỡng)
cho vi sinh vật (tự dưỡng, dị dưỡng, chủ yếu là loại dị dưỡng vì mật độ của
chúng lớn hơn) trong quá trình tổng hợp tế bào và cho quá trình sản xuất năng
lượng của vi sinh vật tự dưỡng (xem 8. 1). Trong quá trình oxy hóa amoniac
để sản xuất năng lượng, phản ứng xảy ra theo hai bậc kế tiếp nhau: tạo thành
nitrit và nitrat, tuy vậy trong mô hình chỉ được xem là một giai đoạn: trực tiếp
về nitrat khi oxy hóa với oxy. Nitrat hình thành là chất nhận điện tử cuối cùng
đối với vi sinh dị dưỡng trong môi trường thiếu khí để tạo thành khí nitơ. Sự
phân hủy tế bào của cả vi sinh tự dưỡng và dị dưỡng trong quá trình khử nitrat
và oxy hóa amoniac tạo ra các hợp chất chứa nitơ dạng không tan lại tham gia
các chu trình nêu trên.
Tỉ lệ vi sinh tự dưỡng và dị dưỡng trong tổng sinh khối rất khó đánh giá, vì
vậy không được đề cập đến khi xây dựng mô hình mà chỉ đòi hỏi sự có mặt
của chúng ở điều kiện cần có để thiết lập phương trình cân bằng chất.


10. 2. 2. 3. Các phần tử trong mô hình toán.

Các phần tử tham gia mô hình toán mô tả quá trình xử lý nước thải ASM 1
được liệt kê trong dòng đầu (số thứ tự, ký hiệu) và dòng cuối của bảng 10. 2.
Chất hữu cơ tan trơ Si và chất hữu cơ trơ dạng không tan không có mặt
trong mô hình, tức là chúng không tham gia vào bất cứ quá trình nào xảy ra
trong hệ thống xử lý nước thải và vì vậy các cột tương ứng dành cho chúng
không chứa bất kỳ một hệ số tỉ lượng nào (không chứa các phần tử của ma



~ 323 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
trận). Sự có mạt của chúng mang ý nghĩa là chúng có tác động đến hiệu quả
hoạt động của hệ xử lý: Chất hữu cơ trơ dạng tan đóng góp vào chất lượng
COD của nước thải sau xử lý, chất hữu cơ trơ dạng không tan là một phần của
sinh khối hữu hiệu, dễ bay hơi khi nung ở 550oC của bùn hoạt tính. Tất cả các
thành phần chất hữu cơ, kể cả loại không tan đều được định lượng qua đặc
trưng COD.
Dọc theo cột thứ hai (i = 2) cho thấy chất hữu cơ có khả năng sinh hủy, Ss,
bị tiêu hao cho các quá trình: tổng hợp vi sinh dị dưỡng trong điều kiện hiếu
khí, thiếu khí và được tạo ra bởi quá trình thủy phân hợp chất hữu cơ không
tan bị bắt giữ trong bùn hoạt tính (j = 7).
Cột thứ tư, i = 4 cho biết các chất hữu cơ chậm sinh hủy, Xs, bị mất đi do
quá trình thủy phân và được sinh ra bởi quá trình phân hủy của cả vi sinh dị
dưỡng lẫn tự dưỡng, nói cách khác là vi sinh




~ 324 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát



Bảng 10. 2. Ma trận mô tả quá trình oxy hóa chất hữu cơ, nitrat hóa và khử nitrat [1]
Thành phần i Tốc độ của quá trình
12 34 5 6 7 8 9 10 11 12 13
vi [M.L-3. T-1]
Si Ss Xi Xs XBH XBA Xp So SNO SNH SND XND Salk
j Quá trình
1  YH
1 Hiếu khí, dị dưỡng 1 -iXB Ss So
1 i XB
 mH .
   . . X BH
K s  S s K o  So
YH YH 14

1  YH 1  YH
2 Thiếu khí, dị 1 -iXB
1 Ss K S NO
i

  mH . . g .X BH
 XB . OH
dưỡng K s  S s K OH  S o K NO  S NO
YH 2,86.YH 14.2,86YH 14


4,57  YA
Hiếu khí, tự
3 1 1 S NH So
1
 mA .
 i XB  . . X BA
dưỡng K NH  S NH K oA  S o
YA
YA YA

4 Phân hủy dị dưỡng 1-fP -1 fP iXB-fp-iXp kpH. XBH
5 Phân hủy tự 1-fP -1 fP iXB-fp-iXp kpA. XBA
dưỡng
6 amoni hóa chất hữu 1 -1 ka. SND. XBH
cơ tan chứa nitơ
7 Thủy phân chất 1 -1 k H . X s / X BH So

.[
K x  ( X s / X BH ) K oH  S o
hữu cơ không tan
K OH S NO
H . ]. X BH
K OH  S o . K NO  S NO




~ 337 ~
hóa [M. L-3. T-1]

Thành phần
dạng không tan
8 Thủy phân chất
hữu cơ chứa nitơ


Tổng tốc độ chuyển



1
2




Chất hữu cơ dễ sinh hủy [M(COD). L-3]
3




Chất hữu cơ trơ dang tan [M(COD). L-3]
4




Chất hữu cơ chậm phân hủy [M(COD). L-3]
5




Sinh khối dị dưỡng hữu hiệu[M(COD). L-3]
6




Sinh khối tự dưỡng hưu hiệu [M(COD). L-3]
j


7




Sản phẩm không tan từ phân hủy vi sinh [M(COD). L-3]
8
ri   ij .v j




Oxy hòa tan (COD giá trị âm) [M(- COD). L-3]




~ 338 ~
9




Nitơ trong nitrit, nitrat [M(N). L-3]
1




Nitơ trong amoni, amoniac [M(N). L-3]
10
-1




Hợp chất hữu cơ tan chứa nitơ [M(N). L-3]
11




Độ kiềm tính theo nồng độ mol
12
13
 BH . X ND / X S
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát



Thông số động học:
Thông số tỉ
-Sinh trưởng và phân hủy
lượng:
vi sinh dị dưỡng:
Hiệu suất sinh
mH, KS, KOH, KNO, kpH
khối




Chất hữu cơ trơ dang tan [M(COD). L-3]
-Sinh trưởng và phân hủy
dị dưỡng: YH
vi sinh tự dưỡng:
tự dưỡng: YA
mA, KNH, KOA, kpA
Tỉ lệ sinh khối
Hệ số hiệu chỉnh vi sinh
tạo sản phẩm
tùy nghi: g
không tan: fp.
- amoni hóa: ka
Tỉ lệ khối lượng
- thủy phân: kH, H
N/COD trong
- thủy phân hợp chất hữu
sinh khối: iXB.
cơ chứa nitơ dạng không
Tỉ lệ khối lượng
tan: HN
N/COD trong sản
phẩm phân hủy
từ sinh khối iXp




~ 339 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát




~ 340 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

vật đã chuyển từ dạng sống sang dạng chất hữu cơ không tan khó
sinh hủy.
Cột 5 và 6 mô tả diễn biến sinh khối trong hệ với ký hiệu XBH đặc
trưng cho sinh khối dị dưỡng (heterotrophic) và XBA đặc trưng cho
sinh khối tự dưỡng (autotrophic). Dọc theo cột i = 5 cho thấy vi sinh
dị dưỡng được hình thành trong quá trình hiếu khí (j = 1), thiếu khí (j
= 2) và mất đị do quá trình phân hủy (j = 4). Trong khi đó, vi sinh tự
dưỡng (i = 6) chỉ phát triển trong môi trường hiếu khí (j = 3) và mất
đi do phân hủy (j = 5).
Cột thứ 7, i = 7, mô tả sản phẩm hữu cơ dạng không tan, Xp, hình
thành từ quá trình phân hủy vi sinh. Phù hợp với quá trình động học
và tương quan tỉ lệ được giả thiết, thành phần này được hình thành từ
quá trình phân hủy của vi sinh dị dưỡng (j = 4) và tự dưỡng (j = 5),
không bị suy giảm bởi phân hủy vi sinh. Trong thực tế, thành phần
này cũng có thể bị chuyển hóa bởi vi sinh vật, tuy vậy với tốc độ
chậm nên có thể cho rằng nó thuộc dạng trơ so với thời gian lưu tễ
bào thông dụng trong các hệ thống xử lý nước thải. Sự có mặt của
thành phần này khi tham gia mô hình là để chỉ hiện tượng: không
phải tất cả sinh khối (lượng bùn hữu hiệu, VSS) đều có hoạt tính sinh
học. Nồng độ chất rắn hữu hiệu (bay hơi, VSS) thể hiện qua giá trị
COD trong bùn hoạt tính là tổng của năm thành phần hữu cơ không
tan: Xs (i = 4), XBH (i = 5), XBA (i = 6), Xp (i = 7) và Xi (i = 3).
Cột thứ 8 (i = 8) chứa thông tin về oxy hòa tan, với ký hiệu là S o.
Oxy bị tiêu thụ bởi hai quá trình hiếu khí tự dưỡng và dị dưỡng (j =
1, 3), nó không hề được sinh ra bởi bất cứ quá trình nào. Để có thể
mô phỏng về sự biến động nồng độ oxy cần phải sử dụng tới các
phương trình toán học mô tả quá trình chuyển khối của nó trong tính
toán cân bằng chất, cột i = 8 không chứa yếu tố trên, tuy vậy nó đáp
ứng được tính toán nhu cầu oxy cần phỉ cấp cho quá trình sinh học.
Dọc theo cột là các quá trình có sử dụng oxy liên quan đến quá trình




~ 339 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

vi sinh dị dưỡng (i = 1) và tự dưỡng (i = 3), không có mối liên hệ với
quá trình phân hủy vi sinh. Điều này khác với nhân thức truyền
thống: quá trình phân hủy vi sinh tạo ra các sản phẩm có khả năng
sinh hủy chậm, chuyển hóa thành dạng tan và tham gia lại vào chu
trình chuyển hóa sinh học, tạo ra tế bào mới, tức là oxy được sử dụng
trực tiếp cho quá trình tổng hợp tế bào từ nguồn cơ chất có nguồn
gốc từ phân hủy nội sinh. Sự hao hụt sinh khối thực sự do phân hủy
được qui về cho hiệu suất sinh khối thực (sinh ra trừ lượng phân
hủy), vì vậy nó đã bao hàm yếu tố trên. Giá trị 4,57 trong hệ số tỉ
lượng (j = 3) là hệ số sử dụng ox y của vi sinh tự dưỡng khi oxy hóa
một đơn vị nitơ trong amoniac thành nitrat.
Chất nhận điện tử khác có mặt trong mô hình là nitrat, SNO, là sản
phẩm của hoạt động vi sinh hiếu khí tự dưỡng và bị tiêu hao bởi loại
vi sinh tự dưỡng tùy nghi (thiếu khí). Sự diễn biến của SNO được thể
hiện trong cột i = 9. Mặc dù nitrit là sản phẩm trung gian của quá
trình oxy hóa amoni thành nitrat, nhưng để đơn giản hóa nó không có
mặt trong mô hình. Hệ số 2,86 trong quan hệ tỉ lượng trong xử lý
thiếu khí chính là hệ số tương đương với oxy của nitrat tính theo
đương lượng điện tử [phương trình (9-9), (9-10)] để duy trì tính đồng
nhất về đơn vị sử dụng. Quá trình khử nitrat với chất hữu cơ từ phân
hủy nội sinh xảy ra trong môi trường thiếu khí, tuy vậy nó không
được đề cập đến trong mô hình mà được coi là tham gia trong chu
trình của vi sinh.
Cột i = 10 chứa các thông tin về amoniac, SNH, là tổng của hai
dạng phân li (NH4+) và trung hòa (NH3), nhưng thật ra trong vùng
gần trung hòa chỉ tồn tại dạng phân li: amoni. Dọc theo cột i = 10 cho
thấy amoni được hình thành từ quá trình amoni hóa các chất hữu cơ
chứa nitơ ở dạng tan (j = 6) và bị tiêu hao bởi quá trình vi sinh tự
dưỡng hiếu khí (j = 3), hiếu khí dị dưỡng (j = 1) và dị dưỡng tùy nghi
(j = 2). Nguồn tiêu thụ amoni lớn nhất là quá trình sản xuất năng




~ 340 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

lượng của vi sinh hiếu khí tự dưỡng (- 1/YA) và một phần tham gia
vào xây dựng tế bào - iXB của vi sinh dị dưỡng và tự dưỡng.
Cột i = 11 chứa đựng các thông tin về chất hữu cơ chứa nitơ dạng
tan, SND, được hình thành từ quá trình thủy phân chất hữu cơ không
tan chứa nitơ (j = 8) và chuyển thành amoni qua quá trình amon hóa
(j = 6).
Hợp chất hữu cơ chứa nitơ dạng không tan (i = 12) được kí hiệu là
XND, chúng được tạo thành từ các quá trình phân hủy vi sinh tự
dưỡng, dị dưỡng (j = 4, 5), iXB, trừ đi thành phần trơ không tan fpXip
và bị mất đi do quá trình thủy phân (j = 8). Mặc dù cùng là dạng
không tan nhưng thành phần XND không được tính vào chất rắn bay
hơi trong bùn hoạt tính vì chính nó là sản phẩm sinh ra sau từ bùn
hoạt tính, tức là trong bùn hoạt tính đã chứa nó.
Ba dạng hữu cơ chứa nitơ khác cũng tồn tại trong hệ thống xử lý:
thành phần nitơ trong tế bào của sinh khối XNB, trong các sản phẩm
không tan, XNP, và trong chất hữu cơ trơ dạng không tan, XNi.
Nồng độ nitơ trong các hợp chất trên có thể tính được bằng cách
lấy nồng độ của các dạng trên nhân với một hệ số nào đó, XB. iXB,
Xp.iXp, Xi. iXi. Ví dụ hàm lượng nitơ trong sinh khối chiếm 12% [xem
phần 9. 3. 1, phương trình (9-20)]. Các thành phần trên không xuất
hiện trong ma trận là do khi xảy ra quá trình khử nitrat xuất hiện khí
nitơ cũng không có mặt trong ma trận, theo dõi tính liên tục của quá
trình không thể thực hiện, vì vậy sự có mặt của chúng là không cần
thiết. Tuy vậy, nếu muốn đánh giá khả năng lắng của bùn trong bể
lắng thứ cấp do ảnh hưởng của nitơ tạo thành thì mô hình có thể ghép
thêm quá trình hình thành khí nitơ, khi đó ba thành phần chứa nitơ
trên sẽ có mặt trong mô hình.
Mười hai thành phần (i = 12) nêu trên là số lượng tối thiểu dể xây
dựng mô hình xử lý bùn hoạt tính nhằm xử lý hợp chất hữu cơ, nitrat
hóa và khử nitrat. Mô hình vì vậy sẽ bao gồm 12 phương trình thăng




~ 341 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

bằng chất. Tất nhiên nếu hạn chế mục tiêu (ví dụ bỏ quá trình khử
nitrat) thì hệ phương trình mô tả sẽ giảm theo.
Cột i = 13 xem xét diễn biến của độ kiềm. Sự có mặt của yếu tố
kiềm trong mô hình không phải là thiết yếu, tuy vậy nó cung cấp
thông tin về pH của môi trường phản ứng, vì ngoài chức năng cung
cấp nguồn carbon để xây dựng tế bào cho vi sinh tự dưỡng, độ kiềm
còn đóng vai trò chất đệm cho hệ, tức là kìm hãm mức độ tăng hoặc
giảm pH khi có mặt của kiềm. pH là yếu tố khá nhạy cảm với sự phát
triển, ức chế đối với nhiều loại vi sinh vật (xem 8. 2, 8. 3).
Tất nhiên, danh mục các thành phần tham gia và các quá trình xảy
ra có thể được mở rộng để mô tả chi tiết hơn cho một hệ xử lý nước
thải.
Ví dụ số thành phần tham gia quá trình là 17 (i = 17) và số lượng
quá trình xảy ra trong hệ cũng là 17 (j = 17), số phương trình động
học và tỉ lượng vì vậy cũng tăng lên theo [4]. Tuy vậy phương pháp
mô tả bằng ma trận có hình ảnh tương tự.


10. 2. 2. 4. Các quá trình trong mô hình.

Các quá trình cơ sở được ghi ở cột đầu bên trái của ma trận (bảng
10. 1, 10. 2), tốc độ của các quá trình đó được ghi ở cột cuối bên
phải. Các quá trình nền tảng mô tả trong mô hình gồm: sinh trưởng
và phân hủy của vi sinh vật, amoni hóa của hợp chất hữu cơ chứa
nitơ và thủy phân các hợp chất hữu cơ không tan bị bắt giữ trong sinh
khối.Để tiện lợi cho mô hình hóa, các chất hữu cơ dễ sinh hủy được
xem là nguồn cơ chất duy nhất cho quá trình tổng hợp tế bào của vi
sinh dị dưỡng. Chất hữu cơ chậm sinh hủy được tách loại khỏi nước
được xem là tức thời do bị cuốn giữ vào sinh khối và từ đó sinh ra
các chất dễ sinh hủy do các phản ứng khác nhau, các phản ứng hóa
học tạo ra sản phẩm dễ sinh hủy từ loại chậm sinh hủy được gọi




~ 342 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

chung là phản ứng thủy phân trong khi xây dựng mô hình mặc dầu
trong thực tế quá trình xảy ra rất phức tạp. Sự có mặt của chúng trong
mô hình nhằm mô tả hiện tượng sử dụng oxy ―trễ‖ (chậm) của vi sinh
vật phát triển nhờ vào nguồn cơ chất này.
Quá trình phân hủy vi sinh xảy ra do nhiều cơ chế khác nhau và
được qui cho là sự chuyển hóa vi sinh hữu hiệu (có khả năng hoạt
động) thành dạng sản phẩm trơ, không tan, tiếp tục tham gia vào chu
trình thủy phân, phát triển sinh khối. Giả thiết trên cho phép dễ dàng
hơn trong việc xây dựng các biểu thức toán học mô tả sự phân hủy vi
sinh dưới các điều kiện môi trường biến động trong hệ xử lý có cùng
chung hệ bùn hoạt tính.
Trước hết sẽ quan sát quá trình phát triển của vi sinh hiếu khí dị
dưỡng (j = 1) dọc theo hàng 1 trong bảng 10. 2. Vi sinh hiếu khí dị
dưỡng phát triển trên cơ sở tiêu hao cơ chất tan Ss (i = 2) và tạo ra
sinh khối XBH (i = 5). Khi phát triển chúng cần tới oxy hòa tan, So
(i = 8). Vì nồng độ của cả sinh khối lẫn cơ chất tan đều tính theo
COD và oxy tính theo giá trị âm (-) của COD nên đặc trưng về tính
liên tục đòi hỏi: lượng oxy cần thiết phải bằng lượng COD thực được
tách ra khỏi hệ thống xử lý (COD thực là hiệu số của COD của cơ
chất tan Ss trừ đi COD tạo ra sinh khối).
Ammoniac được tách ra khỏi nước để tổng hợp tế bào vi sinh hiếu
khí dị dưỡng. Quá trình động học phát triển vi sinh hiếu khí dị dưỡng
được giả thiết là phụ thuộc đồng thời vào hai yếu tố là cơ chất và oxy
hòa tan (dạng động học Monod). Vai trò của oxy trong mô hình trước
hết ở tác dụng ―đóng - mở‖ của nó. Quá trình sẽ dừng lại nếu nồng
độ oxy thấp và vì vậy giá trị KOH nhỏ. Mức độ loại bỏ cơ chất dễ sinh
hủy phụ thuộc tuyến tính vào tốc độ phát triển của vi sinh vật, hoàn
toàn không đưa hiện tượng tích lũy chất hữu cơ trong cơ thể của vi
sinh vào mô hình, mặc dù hiện tượng loại bỏ chất hữu cơ không liên
quan trực tiếp tới sự phát triển của vi sinh được ghi nhận rộng rãi.




~ 343 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

Hiện tượng trên được quan sát chung với quá trình các chất hữu cơ bị
cuốn giữ bởi sinh khối.
Dòng hai mô tả diễn biến của quá trình phát triển vi sinh dị dưỡng
trong điều kiện thiếu khí, chúng sử dụng nitrat làm chất nhận điện tử
để sản xuất năng lượng. Giống với loại vi sinh hiếu khí dị dưỡng,
sinh khối phát triển trên cơ sở tiêu hao cơ chất dễ sinh hủy, Ss. Nitrat
được sử dụng và mức độ tiêu hao tỉ lệ thuận với lượng hữu cơ bị mất
đi và lượng tăng sinh khối. Amoniac được vi sinh vật hấp thụ để tổng
hợp tế bào. Phương trình mô tả tốc độ sinh trưởng của vi sinh có
dạng tương tự như đối với loại vi sinh hiếu khí dị dưỡng nhưng với
tốc độ nhỏ hơn là do giá trị mH nhỏ hơn dưới điều kiện thiếu khí
hoặc chỉ có một phần trong tổng sinh khối có khả năng hấp thu nitrat
để sản xuất năng lượng. Hai nguyên nhân trên rất khó nhận biết một
cách riêng rẽ, vì vậy trong mô hình đưa thêm hệ số hiệu chỉnh g vào
phương trình động học, đó là thông số kinh nghiệm và có giá trị luôn
nhỏ hơn 1 (g < 1). Tốc độ phát triển của vi sinh tùy nghi phụ thuộc
vào nồng độ nitrat cũng giống như oxy trong trường hợp của vi sinh
hiếu khí dị dưỡng và bị ức chế bởi sự có mặt của oxy hòa tan được
thể hiện qua biểu thức KOH/(KOH + So). Hệ số KOH có cùng giá trị
như trong trường hợp của vi sinh hiếu khí dị dưỡng, tức là có tác
động ngược chiều: loại này tăng thì loại kia giảm. Biểu thức trên
đóng vai trò của hàm ―đóng - mở‖.
Dòng thứ ba trình bày diễn biến quá trình phát triển của vi sinh vật
tự dưỡng. Ammoniac được sử dụng để sản xuất năng lượng và xây
dựng tế bào của vi sinh Nitrifier và sản phẩm tạo ra là nitrat. Lượng
amoniac dùng để xây dựng tế bào (iXB) nhỏ hơn so với lượng để sản
xuất năng lượng (1/YA) (cột 10). Lượng oxy sử dụng tỷ lệ thuận với
lượng amoniac được oxy hóa. Phương trình động học mô tả có dạng
Monod kép, cả hai yếu tố là oxy và amoniac đều là yếu tố kìm hãm




~ 344 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

sự phát triển của vi sinh tự dưỡng, trong đó biểu thức chứa oxy đảm
nhận vai trò của hàm ―đóng - mở‖.
Cả hai giá trị KNH và KOA đều nhỏ. Mặc dù tốc độ phát triển của vi
sinh tự dưỡng phụ thuộc vào pH [xem 8. 1, phương trình (8-8), (8-
9)], nhưng mô hình không bao quát được yếu tố này mà được kiểm
soát thông qua độ kiềm.
Hiệu suất sinh khối thực (quan sát được) giảm khi thời gian lưu tế
bào tăng do nhiều nguyên nhân: phân hủy nội sinh, phân hủy, ăn thịt
lẫn nhau. Mặc dù có nhiều cách thể hiện trong mô hình, nhưng thông
dụng hơn cả là qui về phương trình mô tả tốc độ có dạng bậc 1 theo
nồng độ của vi sinh, sự hao hụt của sinh khối do phân hủy tính theo
COD tương ứng với lượng oxy bị tiêu hao như mô tả trong bảng 10.
1. Sử dụng yếu tố oxy để mô tả quá trình phân hủy vi sinh là giải
pháp tốt đối với hệ chỉ oxy hóa chất hữu cơ và amoniac, còn nếu hệ
chứa cả nitrat với tư cách là chất oxy hóa thì sẽ nảy sinh thêm nhiều
vấn đề nan giải: trong môi trường thiếu khí vi sinh vât các loại hoặc
ít nhất là loại Denitrifier cũng bị phân hủy hoặc trong môi trường
yếm khí thì vi sinh Denitrifier có bị phân hủy hay không?
Nhiều nghiên cứu cho thấy, cơ chế phân hủy vi sinh là do quá
trình lên men và vì vậy không xảy ra hiện tượng hao hụt COD (xem
5. 2. 2). Vì vậy, nếu ghép quá trình phân hủy vi sinh với sử dụng chất
nhận điện tử thì phải thêm vào mô hình ít nhất 4 hàm số ―đóng -
mở‖: phân hủy vi sinh hiếu khí dị dưỡng trong môi trường hiếu khí,
vi sinh tùy nghi Denitrifier trong môi trường thiếu khí, phân hủy vi
sinh dị dưỡng dưới điều kiện thiếu khí của vi sinh không có khả năng
khử nitrat và phân hủy trong điều kiện yếm khí.
Khi đó hệ phương trình mô tả sẽ trở nên rất phức tạp và hiện có
rất ít thông tin cơ bản về các quá trình đó.
Trong mô hình, phương pháp sử dụng để mô tả quá trình phân hủy
vi sinh được trình bày trên hàng 4 (j = 4) trong bảng 10. 2 dựa trên




~ 345 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

khái niệm sinh ra - chết đi của vi sinh vật. Phương trình động học mô
tả có dạng bậc 1 theo nồng độ vi sinh dị dưỡng. Hệ số phân hủy kpH,
kpA khác cả về mặt khái niệm lẫn giá trị so với hằng số phân hủy nội
sinh kp sử dụng trong các chương trước đây. Trong mô hình, quá
trình phân hủy được kết hợp với sự hình thành các sản phẩm không
tan và chậm sinh hủy, không gây ra sự hao hụt COD, không có sự
tham gia của các thành phần nhận điện tử và vì vậy xảy ra mà không
phụ thuộc vào điều kiện yếm khí, thiếu khí hay hiếu khí của môi
trường, tức là kpH, kpA không phụ thuộc vào dạng và nồng độ của các
chất thu nhận điện tử.
Các chất chậm sinh hủy hình thành bị thủy phân sau đó, diễn biến
quá trinh thủy phân được trình bày trong hàng 7. Sản phẩm của quá
trình thủy phân là các chất hữu cơ có cấu trúc đơn giản, dễ sinh hủy.
Trong môi trường hiếu khí, các chất hữu cơ dễ sinh hủy vừa tạo ra
được vi sinh vật sử dụng cùng với oxy để tổng hợp nên tế bào mới.
Trong điều kiện thiếu khí, chất hữu cơ được vi sinh vật Denitrifier sử
dụng để khử nitrat. Trong môi trường không có oxy và nitrat (yếm
khí) thì các chất hữu cơ tham gia các phản ứng lên men.
Do tính chất quay vòng hoặc tái sử dụng, hệ số phân hủy trong mô
hình có giá trị khác với các giá trị sử dụng ở các phần trước. Thông
dụng thì khi phân hủy một đơn vị COD của tế bào sẽ kéo theo sự tiêu
thụ của một đơn vị oxy trừ đi lượng COD của chất rắn trơ hình thành.
Trong mô hình thì khi phân hủy một đơn vị COD của tế bào sẽ sinh
ra một đơn vị COD của hợp chất dễ sinh hủy trừ đi lượng COD của
chất rắn trơ được tạo thành. Trong trường hợp chất dễ sinh hủy được
sử dụng để tổng hợp tế bào thì chỉ cần một phần đơn vị oxy bị tiêu
thụ mà thôi. Tế bào mới hình thành lại tham gia vào quá trình phân
hủy tiếp theo trước khi cả một đơn vị oxy được tiêu thụ hết. Vì lý do
đó, để tiêu thụ hết một đơn vị oxy trong một đơn vị thời gian cho quá
trình phần hủy, hệ số phân hủy phải có giá trị lớn hơn, đồng nghĩa




~ 346 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

với tốc độ quay vòng cao, tốc độ phát triển của vi sinh lớn với cùng
thời gian lưu tế bào.
Phương pháp mô tả như trên mang tính thực dụng nhiều hơn là
phản ánh cơ chế diễn biến của quá trình phân hủy để tránh được sự
phiền toái thêm khi xuất hiện yếu tố các chất nhận điện tử trong hệ.
Quá trình phân hủy vi sinh tự dưỡng cũng được mô tả như đối với
loại dị dưỡng (dòng 5). Sự khác biệt giữa hai loại vi sinh trên trong
trường hợp mật độ vi sinh tự dưỡng cao là do chúng ăn thịt lẫn nhau
và tự phân hủy, sản phẩm phân hủy lại chủ yếu được vi sinh dị
dưỡng sử dụng để tổng hợp tế bào và vì vậy giá trị của kpA sẽ nhỏ
hơn kpH.
Trong quá trình phân hủy vi sinh vật sẽ tạo ra amoniac, amoniac
tạo thành lại tham gia vào chu trình tổng hợp tế bào vi sinh. Quá
trình chuyển hóa từ sinh khối thành các chất hữu cơ chậm sinh hủy
và tiếp theo thành các chất dễ sinh hủy xảy ra đồng thời với quá trình
hình thành amoniac từ các hợp chất hữu cơ chứa nitơ. Phản ứng hình
thành amoniac trên có cùng cơ chế như trong trường hợp của hợp
chất hữu cơ tan được mô tả ở dòng 6 của bảng 10. 2. Phương trình
động học mô tả có dạng bậc 1 mang tính chất kinh nghiệm và đạt
được mức độ có thể chấp nhận nếu được liên kết với quá trình thủy
phân các hợp chất không tan chứa nitơ bị bắt giữ trong sinh khối.
Dòng 7 và 8 mô tả quá trình thủy phân các chất hữu cơ có và
không chứa nitơ dạng chậm sinh hủy. Các quá trình này rất quan
trọng đối với tính thiết thực của mô hình bùn hoạt tính vì nó là tín
hiệu ban đầu của sự tiêu hao các chất nhận điện tử theo thời gian và
vị trí trong hệ xử lý. Vì vai trò quan trọng của quá trình thủy phân
trên, nhóm nghiên cứu mô hình đã tập trung khá nhiều công sức để
có được nhiều thông tin hơn về bản chất của quá trình [5, 6, 7, 8]. Có
nhiều bằng chứng cho thấy, tốc độ thủy phân phụ thuộc vào mật độvi
sinh và nồng độ chất hữu cơ không tan nằm trong sinh khối nhưng rất




~ 347 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

nhiều yếu tố tác động đến quá trình này chưa được làm sáng tỏ. Từ
mô tả ở dòng 7 cho thấy quá trình thủy phân sẽ dừng lại khi hệ không
có mặt của oxy hay nitrat. Chất hữu cơ không tan chứa nitơ được giả
thiết là phân bố đều trong chất hữu cơ không tan, vì vậy tốc độ thủy
phân của chúng tỉ lệ thuận với tốc độ thủy phân chất hữu cơ dạng
không tan.


10. 2. 2. 5. Đánh giá và xác định thông số đặc trưng của nước thải.

Mục đích khi xây dựng mô hình là để thiết kế và vận hành một hệ
thống xử lý nước thải, vì vậy các thông số được sử dụng cần phải có
tính chất đại diện cho nguồn nước thải cần xử lý và cần xác định
nồng độ của chúng. Từ bảng 10. 2 cho thấy, số lượng thông số sử
dụng là 13, trừ thông số Xp (i = 7), 12 thông số còn lại đều là các đặc
trưng liên quan đến dòng đầu vào. Trong bảng 10. 2 còn chứa 19
thông số, trong đó 14 thông số đặc trưng quá trình động học, 5 thông
số khác là các hệ số tỉ lượng. Đánh giá các thông số đặc trưng của
nguồn thải và các thông số quá trình (tỉ lượng, động học) là một
trong những bước cần thiết khi xây dựng và sử dụng mô hình.

Đặc trưng nước thải và xác định mối quan hệ tỉ lượng.
Yêu cầu quan trọng đối với mô hình xử lý nước thải là phải tiên
đoán được sự thay đổi của các chất nhận điện tử theo thời gian,
không gian và nhu cầu của chúng đối với hệ xử lý. Lý do là các hợp
chất hữu cơ (cho điện tử) nằm ở hai dạng: dễ và chậm sinh hủy. Về
phương diện vận hành hệ thống thì không nhất thiết phải phân chia
theo đặc trưng lý tính của nó, ví dụ dạng tan hoặc không tan. Đánh
giá đặc trưng của nước thải, vì vậy cần được tiến hành theo một
phương thức nào đó để đảm bảo được cho mô hình có thể tiên đoán




~ 348 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

về nhu cầu sử dụng chất nhận điện tử, tức là thành phần chất hữu cơ
dễ sinh hủy.
Yêu cầu quan trọng khác khi thiết kế hệ xử lý là khả năng tiên
đoán sự phát triển của sinh khối vì nó là yếu tố liên quan trực tiếp
đến đơn vị công nghệ xử lý bùn thải dư. Cả hai yêu cầu trên có thể dễ
dàng đáp ứng đối với một hệ xử lý đang ở trạng thái hoạt động ổn
định thông qua thí nghiệm đối với một loại nước thải cụ thể và từ số
liệu đó đánh giá các hệ số tỉ lượng.
Tổng COD có mặt trong nước thải sau lắng sơ cấp (đầu vào) bao
gồm:
TCOD = Ss1 + Xs1 + Xi1 + Si1 (10-8)

Ss1: chất hữu cơ dễ sinh hủy.
Xs1: chất hữu cơ dạng chậm sinh hủy.
Xi1: chất hữu cơ trơ dạng không tan.
Si1: chất hữu cơ trơ dạng tan.
TCOD: tổng COD của nước thải đầu vào sau lắng sơ cấp.
Thành phần chất hữu cơ trơ dạng tan Si có thể dễ dàng xác định từ
các thí nghiệm dạng mẻ qui mô nhỏ: theo dõi thí nghiệm xử lý hiếu
khí với thời gian lưu tế bào lớn hơn 10 ngày; xác định COD của thí
nghiệm theo thời gian, lượng COD dư sau thí nghiệm chính là S i. Thí
nghiệm trên cũng đồng thời cho phép xác định thành phần chất hữu
cơ dễ sinh hủy - là nồng độ COD giảm trong quá trình xử lý, COD.
Hiệu suất sinh khối YH cũng được xác định từ thí nghiệm trên. Thí
nghiệm được tiến hành theo các bước: trước khi tiến hành xử lý vi
sinh, nước thải cần được lắng và lọc để loại bỏ các thành phần không
tan. Sử dụng loại vi sinh vật đã thích nghi với môi trường nước thải
để xử lý nước đã qua lọc với mật độ vi sinh thấp. Lấy mẫu từ bể xử
lý theo chu kỳ thời gian để xác định nồng độ vi sinh và COD để tính
hiệu suất sinh khối:




~ 349 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

COD (sinh khối) = COD (ban đầu) - COD dư (tan) (10-9)

COD(sinh khôi)
YH  (10-10)
COD(tan)

Thí nghiệm cần được lặp lại nhiều lần để thu nhận kết quả đại
diện. Sau khi có giá trị YH và Ss có thể xác định tốc độ tiêu thụ oxy
(oxygen utilization rate, OUR) bằng cách thực hiện phản ứng trong
một bể khuấy trộn đều với thời gian lưu tế bào khoảng 2 ngày theo
chu trình cấp và dừng cùng khoảng thời gian (cấp dòng vào 12 giờ,
và dừng cấp 12 giờ). Trong thời gian cấp nước thải liên tục 12 giờ
mức độ tiêu thụ oxy sẽ trở nên ổn định sau một thời gian nhất định
(ví dụ sau 4 giờ). Khi dừng cấp nước, nhu cầu về oxy giảm đột ngột
do các chất hữu cơ dễ sinh hủy đã được tiêu thụ, nhưng mức độ tiêu
thụ oxy không giảm đến giá trị không do các chất chậm sinh hủy vẫn
còn được tích lũy trong hệ tiếp tục bị phân hủy. Mức độ suy giảm đột
ngột tốc độ tiêu thụ oxy chỉ liên quan trực tiếp tới thành phần hữu cơ
dễ phân hủy (hình 10. 1).




~ 350 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

50
bắt đầu sục khí dừng sục khí
Tốc độ tiêu thụ oxy, mgO2. l-1. h-1 40
OUR

30


20


10


0
0 4 8 12 16 20 24
Thời gian, giờ


Hình 10. 1. Xác định nồng độ COD dễ sinh hủy trong thiết bị khuấy
trộn đều.


Trên cơ sở mức suy giảm tốc độ tiêu thụ oxy, OUR, có thể xác
định nồng độ chất hữu cơ dễ sinh hủy:

OUR  V
Ss  (10-11)
Q.(1  YH )

OUR là mức suy giảm tốc độ tiêu thụ oxy khi dừng sục khí.
V: Thể tích bể phản ứng. Q: Tốc độ dòng nước thải đầu vào trước
khi ngừng cấp khí.
Sau khi đã xác định được tổng COD, COD dễ sinh hủy thì hiệu số
của hai loại COD kể trên sẽ là loại hữu cơ không tan hoặc loại chậm
sinh hủy. Dạng chất hữu cơ không tan được sử dụng khi tính toán thể
tích bể hiếu khí [16].




~ 351 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

Bùn (sinh khối) hình thành từ quá trình xử lý hiếu khí có nguồn
gốc từ: sinh khối loại dị dưỡng từ chất hữu cơ dễ sinh hủy (Ss, Xs),
dạng không tan từ quá trình phân hủy nội sinh, tích lũy thành phần
hữu cơ không tan từ dòng vào và tích lũy thành phần hữu cơ chậm
phân hủy. Sinh khối loại tự dưỡng cũng tồn tại trong bùn hoạt tính
nhưng với tỷ lệ thấp trong phần lớn các quá trình bùn hoạt tính. Tốc
độ tăng trưởng sinh khối loại dị dưỡng YH tỉ lệ thuận với lượng chất
hữu cơ sinh hủy tiêu hao. Tốc độ phân hủy nội sinh của loại dị dưỡng
được đặc trưng bởi hằng số tốc độ kp, cặn không tan từ nước đóng
góp vào bùn là fp, là thành phần chất rắn trơ.
Nếu viết phương trình bảo toàn chất dưới dạng tiên đoán được về
ảnh hưởng của thời gian lưu tế bào lên tốc độ hình thành bùn của một
hệ bùn hoạt tính có khuấy trộn đều trong trạng thái ổn định thì còn
thiếu các yếu tố: Xi1 (hữu cơ trơ không tan), Xs1 (hữu cơ chậm sinh
hủy, fp, kp, Ss (chất hữu cơ dễ sinh hủy), kH (thủy phân) và KX (hằng
số bán bão hòa thủy phân). Giá trị của fp ít biến động trong các loại
nước thải khác nhau vì nó đặc trưng cho sinh khối. Đối với mô hình
ASM No.1, fp được gán cho giá trị là 0,08 g COD (gCOD)-1, còn
hằng số tốc độ phân hủy tương ứng, kp, được xác định riêng. Trong
một hệ bùn hoạt tính khuấy trộn đều, trong trạng thái vận hành ổn
định và với mật độ bùn không đổi, tải lượng thủy lực không đổi, thời
gian lưu tế bào dài hơn 5 ngày thì nồng độ của cả hai dạng chất hữu
cơ Ss, Xs trong bể phản ứng sẽ thấp hơn (không đáng kể) so với nồng
độ trong dòng vào. Từ hiện tượng trên cho thấy có thể bỏ qua được
các thông số đặc trưng cho thủy phân (KX, kH) và Ss trong phương
trình. Nồng độ chất hữu cơ chậm phân hủy ở dòng vào Xs1 được tính
từ COD tổng của dòng vào từ phương trình (10. 8). Các giá trị cần
thiết khác: YH, fp, kH được xác định riêng rẽ.
Trong các mô hình bùn hoạt tính, mật độ sinh khối của dòng vào
thường là nhỏ so với mật độ trong bể phản ứng nên thường được bỏ




~ 352 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

qua. Bảng 10. 2 còn cho thấy mô hình còn chứa thêm các yếu tố nồng
độ tan của oxy, nitrat, nitrit, amoniac, độ kiềm. Nồng độ của các
thành phần trên trong dòng vào có thể xác định bằng các phương
pháp phân tích tương ứng.
Vì mục đích của mô hình là tiên đoán hiệu quả hoạt động của một
hệ bùn hoạt tính về khả năng xử lý carbon, nitrat hóa và khử nitrat
nên quá trình chuyển hóa hợp chất nitơ cũng đóng vai trò quan
trọng.
Hợp chất nitơ dạng khử (có thể oxy hóa) có thể tồn tại ở năm dạng
khác nhau: amoniac (SNH), dạng tan trơ (SNi), dạng không tan trơ
(XNi), dạng hữu cơ dễ sinh hủy (SND), dạng hữu cơ chậm sinh hủy
(XND). Nồng độ amoniac được xác định đối với mẫu đã được lọc.
Nồng độ chất hữu cơ tan trơ được xác định theo phương pháp
Kjeldahl từ mẫu sử dụng để xác định COD trơ dạng tan. Phương
pháp Kjeldahl cũng có thể sử dụng để xác định tổng nồng độ hợp
chất hữu cơ chứa nitơ tan trong dòng vào. Lấy giá trị nồng độ tổng
Kjeldahl trừ đi dạng trơ chính là giá trị cho loại dễ sinh hủy, SND1.
Nếu hợp chất nitơ dễ sinh hủy và chậm sinh hủy ở dòng vào được giả
thiết là có cùng tỉ lệ như giữa loại dễ và chậm sinh hủy của COD
trong dòng vào thì có thể xác định nồng độ hợp chất hữu cơ chứa
nitơ chậm sinh hủy từ mối quan hệ:

S ND1 S s1
 (10-12)
X ND1  S ND1 X s1  S s1

XND1 xác định từ (10-12) vì đã biết được ba thông số khác, khi đó
không cần thiết phải xác định dạng nitơ không tan, trơ từ dòng vào.
Ngoài ra, cần phải biết ba thông số tỉ lượng khác mà mô hình đòi
hỏi là hiệu suất sinh khối tự dưỡng YA, tỉ lệ khối lượng của nitơ trong
tế bào ixB, tỉ lệ khối lượng của nitơ trong hợp chất COD trong thành
phần không tan iXp.




~ 353 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

Giá trị hiệu suất sinh khối tự dưỡng (YA) biến đổi không nhiều
trong các hệ xử lý bùn hoạt tính nên có thể tham khảo từ tài liệu, ví
dụ 0,24 g tế bào/g N được oxy hóa. Tỉ lệ khối lượng nitơ trong tế bào
có thể tính từ công thức hóa học gần đúng của tế bào (C5H7O2N), có
giá trị 0,086 g N/g COD. Tỉ lệ khối lượng của nitơ trong các dạng
hợp chất không tan iXp được tham khảo từ tài liệu, có giá trị thường
gặp là 0,06 g N. (g COD)-1.

Xác định thông số động học.
Hai thông số động học: hằng số bán bão hòa của oxy đối với quá
trình xử lý hiếu khí dị dưỡng KOH và thiếu khí KNO được sử dụng để
―đóng‖ sự phát triển của vi sinh dị dưỡng hiếu khí và bắt đầu giai
đoạn xử lý thiếu khí khi nồng độ oxy hòa tan giảm. Cũng tương tự
như vậy, thông số động học KOA được sử dụng để dừng quá trình
nitrat hóa. Giá trị của các thông số trên được lựa chọn một cách chủ
động.
Những thông số động học tác động mạnh hơn đến mô hình là các
thông số đặc trưng cho tốc độ phát triển vi sinh tự dưỡng mA- hằng
số tốc độ phát triển riêng tối đa. Thông số này bị ảnh hưởng mạnh
bởi các thành phần hóa học của nước thải hơn so với thông số bán
bão hòa SNH và nó quyết định thời gian lưu tế bào của hệ xử lý.
Chính vì lý do đó, nhiều cố gắng đã được thực hiện nhằm xác định
giá trị của thông số mA. Phương pháp xác định mA thường được
tiến hành dưới điều kiện dòng chảy trong hệ phản ứng khuấy trộn
đều trong các thí nghiệm xác định các thông số đặc trưng cho quá
trình vi sinh dị dưỡng. Điều kiện để xác định mA là vi sinh vật trong
hệ là loại tự dưỡng và nồng độ oxy đủ cao, khi đó giá trị thu được sẽ
đạt được độ tin cậy.
Khi bắt đầu tiến hành thí nghiệm xác định mA, mức độ thải bùn
nên thấp hơn mức độ thời gian lưu tế bào để thúc đẩy nhanh quá trình




~ 354 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

nitrat hóa. Theo dõi mức độ tăng của nồng độ nitrat trong khối phản
ứng theo thời gian cũng là chỉ số tăng mật độ vi sinh tự dưỡng trong
hệ xử lý vì hai đại lượng trên có mối quan hệ thuận chiều với nhau.
Sử dụng sự biến động của nồng độ nitrat có thể xác định được mA.
Nếu biểu diễn nồng độ nitrat dạng log theo thời gian thì độ dốc của
đường đồ thị lg[NO3-N] - t sẽ tương ứng với giá trị mA - 1/c - kpA,
trong đó c là thời gian lưu tế bào mới (kéo dài hơn do giảm lượng
thải bùn), kpA là hằng số tốc độ phân hủy nội sinh của vi sinh vật tự
dưỡng.
Hằng số tốc độ phân hủy nội sinh đo được từ thực nghiệm nằm
trong khoảng 0,05 - 0,15 ngày-1 (d-1), vì vậy nên có thể chọn giá trị
trong khoảng trên.
Hằng số bán bão hòa của amoniac trong quá trình nitrat hóa K NH
cũng có thể xác định từ thực nghiệm theo phương pháp của
Williamson Mc Carty [9]. Phương pháp xác định có thể tóm tắt như
sau: Sử dụng sinh khối tự dưỡng từ hệ xử lý khuấy trộn đều để thực
hiện quá trình nitrat hóa theo phương thức dòng liên tục với tải lượng
amoniac thấp hơn khả năng chuyển hóa của vi sinh vật. Sử dụng
nước thải có bổ xung thêm amoniac, giảm lưu lượng xử lý sẽ tạo ra
điều kiện giả ổn định cho quá trình phản ứng. Kết quả khảo sát sẽ
cho biết thông tin về mối tương quan giữa tốc độ nitrat hóa và nồng
độ amoniac ở trạng thái giả ổn định, từ đó xác định hằng số KNH.
Tốc độ nitrat hóa phụ thuộc vào các yếu tố môi trường phản ứng
như pH, DO, nhiệt độ, vì vậy các yếu tố trên cần được duy trì ổn định
khi khảo sát. Hàm lượng oxy hòa tan có vai trò lớn đối với nitrat hoá,
vì vậy trong thí nghiệm cần duy trì nó ở nồng độ cao để cho thừa số
So/(KoA + So) có giá trị gần bằng một đơn vị.
Hằng số tốc độ phân hủy nội sinh của vi sinh dị dưỡng, kpH, có
ảnh hưởng quan trọng đến sự hình thành sinh khối và nhu cầu về oxy
nên nó cần được xác định. Sử dụng sinh khối từ một hệ khuấy trộn




~ 355 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

đều, tiến hành thí nghiệm theo phương pháp gián đoạn, xác định tốc
độ tiêu thụ oxy (OUR) theo thời gian (nhiều ngày). Từ sự phụ thuộc
của giá trị tốc độ tiêu thụ oxy dạng log vào thời gian có thể xác định
hằng số phân hủy nội sinh (độ dốc của đồ thị) [10]. Quá trình nitrat
hóa có thể bị ức chế trong khi khảo sát nếu bổ xung thêm cho hệ 20
mg/l thioure và duy trì pH ở khoảng trung tính.
Hai thông số quan trọng ảnh hưởng đến quá trình khử nitrat là hệ
số hiệu chỉnh vi sinh tùy nghi (g) và hệ số hiệu chỉnh đối với quá
trình thủy phân dưới điều kiện thiếu khí (H). Thông số g nhằm hiệu
chỉnh sự thay đổi của tốc độ phát triển vi sinh tùy nghi dị dưỡng liên
quan tới điều kiện thiếu khí hoặc tới tỷ lệ của loại vi sinh khử nitrat
hóa trong sinh khối tổng. Thông số H hiệu chỉnh tốc độ thủy phân
của các chất hữu cơ chậm phân hủy hơn so với trong điều kiện hiếu
khí. Giá trị của hai thông số trên là khác nhau, H có giá trị thấp hơn.
Giá trị của hai thông số trên phụ thuộc vào nhiều yếu tố: tỷ lệ vi sinh
vật các loại tại dòng vào có khả năng khử nitrat, cấu hình của hệ
phản ứng. Giá trị g có thể chấp nhận (gần đúng) bằng tỷ lệ của nitrat
tiêu hao và lượng oxy tiêu hao trên cơ sở tính toán từ lượng sinh khối
hình thành từ dòng vào [11].
H, g cũng có thể xác định từ các thí nghiệm nhỏ hoặc thí nghiệm
pilot bằng cách sử dụng trực tiếp sinh khối từ các thí nghiệm trên.
H, g được đo đồng thời tứ thí nghiệm đánh giá mức độ tiêu thụ
oxy và nitrat trong hai bình phản ứng gián đoạn được thực hiện giống
nhau về mọi phương diện ngoài sự khác biệt về chất nhận điện tử
(oxy trong phản ứng hiếu khí và nitrat trong phản ứng thiếu khí).
Ngay sau khi tiếp xúc giữa nước thải và sinh khối trong kỹ thuật gián
đoạn, vi sinh vật tự dưỡng sẽ phát triển và hoạt động trên cơ sở cơ
chất dễ sinh hủy và sau đó với chất chậm phân hủy sinh ra do thủy
phân.




~ 356 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

Yếu tố ảnh hưởng đối với quá trình là tỉ lệ thức ăn/sinh khối (F/M)
của hệ. Nếu tỉ lệ F/M quá thấp thì thời gian tiêu thụ cơ chất ngắn, giá
trị tiêu thụ oxy và nitrat không chính xác, ngược lại thì sự khác biệt
giữa hai tốc độ sẽ không rõ ràng [10].
Phương pháp xác định các thông số động học khác được trình bày
chi tiết trong các tài liệu [1, 10, 11].


10. 3. Giá trị đặc trưng của các thông số và tác động
của môi trường.

Nhiều thông số thường được chấp nhận thay vì phải tính toán
trong từng trường hợp cụ thể khi sử dụng để tính mô hình, các thông
số đó được ghi trong bảng 10. 3.

Bảng 10. 3. Các thông số chấp nhận khi tính toán mô hình [1].

Ký hiệu Tên

Hiệu suất sinh khối tự dưỡng
YA

Hệ số phân hủy nội sinh loại tự dưỡng
kpA

Tỉ lệ sinh khối tạo sản phẩm không tan
fp

Tỉ lệ khối lượng N/COD trong sinh khối
iXB

Tỉ lệ khối lượng N/COD trong sản phẩm phân hủy từ sinh khối
iXp

Hằng số bán bão hòa oxy đối với vi sinh dị dưỡng
KOH

Hằng số bán bão hòa nitrat đối với vi sinh tùy nghi dị dưỡng
KNO




~ 357 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

Hằng số bán bão hòa oxy đối với vi sinh tự dưỡng
KOA


Hiệu suất sinh khối tự dưỡng là giá trị của hai loại vi sinh:
Nitrosomonas và Nitrobacter. Giá trị YA trong các tài liệu nằm trong
khoảng khá rộng: 0,07 - 0,28 g tế bào (COD) trên 1 g NH4+-N tiêu
hao. Giá trị trên tính từ lý thuyết tương ứng với mức độ tiêu hao oxy
là 4,33 g O2/g NH4-N là 0,24 g COD/g NH4-N.
Giá trị hệ số phân hủy nội sinh tự dưỡng nằm trong khoảng 0,05 -
0,15 d-1.
Hệ số fp đặc trưng cho tỉ lệ tạo ra sản phẩm không tan từ sinh khối
do phân hủy nội sinh thường chiếm 20%, vì vậy giá trị được thông
thường là 0,2. Cần chú ý rằng giá trị fp = 0,2 được sử dụng đối với
phương thức vận hành theo chu trình: tổng hợp tế bào - tái hòa tan
của sinh khối.
Mối quan hệ giữa fp với mật độ sinh khối hữu hiệu (MLVSS)
trong từng chu trình sẽ thấp hơn 20% do quá trình hình thành sinh
khối, vì vậy nên giá trị fp sử dụng trong mô hình là 0,08.
Hai thông số tỉ lượng trong bảng 10. 3 là tỉ lệ khối lượng của nitơ
trong tế bào iXB và trong sản phẩm phân hủy Xip. Từ công thức hóa
học của tế bào (C5H7O2N), XiB được tính với giá trị 0,086 g N/g
COD của tế bào. So với XiB, giá trị Xip thấp hơn, nằm xung quanh
0,06 g N/g COD.
Giá trị hằng số bán bão hòa của oxy được sử dụng để ―đóng - mở‖
cho quá trình hiếu khí - thiếu khí trên cơ sở giá trị nồng độ của chất
nhận điện tử (oxy, nitrat). Hằng số bán bão hòa đối với oxy, KOH,
biến động trong khoảng rộng đối với các chủng loại vi sinh vật khác
nhau, ví dụ theo Lau giá trị của KOH là 0,15 g O2. m-3 đối với loại vi
khuẩn có khả năng lắng, nhưng chỉ là 0,01 g O2. m-3 đối với vi khuẩn
dạng sợi [12].




~ 358 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

Giá trị KNO có vai trò quan trọng đối với khử nitrat nên nó được
nghiên cứu khá kỹ. Kết quả khảo sát cho thấy, KNO có giá trị thấp, vì
vậy phần lớn các quá trình khử nitrat tuân theo qui luật động học bậc
không (0) theo nồng độ nitrat. Giá trị của KNO nằm trong khoảng
0,1 - 0,2 g NO3-N / m3.
Ảnh hưởng của nồng độ oxy hòa tan lên quá trình khử nitrat là rất
đáng kể, nó có tác dụng kìm hãm mạnh khi nồng độ trên
1,3 g O2. m-3, khoảng giá trị quan sát được từ các nghiên cứu khác
nhau là 0,5 - 2,0 g O2. m-3.
Các thông số cần được đánh giá đối với từng loại nước thải cụ thể
được liệt kê trong bảng 10. 4.
Giá trị hiệu suất sinh khối dị dưỡng phụ thuộc vào bản chất của cơ
chất cũng như chủng loại vi khuẩn. Với các loại vi khuẩn thuần
chủng, nhiều loại cơ chất khác nhau, giá trị YH biến động trong
khoảng 0,46 - 0,69 g tế bào tính theo COD/g COD tiêu hao. Giá trị
YH đối với hệ hỗn hợp chủng vi sinh và cơ chất cũng nằm trong
khoảng trên. Nếu trong dòng đầu vào chứa một số lượng đáng kể vi
sinh vật thì sẽ làm thay đổi khoảng giá trị của YH.


Bảng 10. 4. Các thông số cần được đánh giá khi sử dụng mô hình [1].

Ký hiệu Cần biết trước
tên
Nồng độ nitrat trong dòng vào
SNO1
Nồng độ amoniac trong dòng vào
SNH1
COD tan, trơ trong dòng vào
Si1
Hợp chất hữu cơ chứa nitơ trong dòng
SNH
vào
Hợp chất hữu cơ chứa nitơ tan, dễ sinh
SND1 SNH1
hủy trong dòng vào




~ 359 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

Hiệu suất sinh khối dị dưỡng
YH
COD dễ sinh hủy trong dòng vào
Ss1 YH
mA Tốc độ sinh trưởng cực đại của vi sinh kpA
tự dưỡng
Hằng số bán bão hòa của amoniac đối
KNH
với vi sinh tự dưỡng
Hằng số phân hủy nội sinh dị dưỡng
kpH YH, fp
Nồng độ hữu cơ không tan trong dòng vào
Xi1 fp, kpH, Ss1, SH
COD chậm sinh hủy trong dòng vào
Xs1 XH, Ss1, SH
Nồng độ hữu cơ chứa nitơ chậm sinh
XND1 Ss1, Xs1, SH
hủy trong dòng vào
g Hệ số hiệu chỉnh đối với H dưới điều
kiện thiếu khí
 Hệ số hiệu chỉnh tốc độ thủy phân
dưới điều kiện thiếu khí
mH Tốc độ sinh trưởng cực đại của vi sinh YH, Xs1, Xi1, Ss1, fp
tự dưỡng
Hằng số bán báo hòa của cơ chất đối YH, Xs1, Xi1, Ss1, fp
Ks
với vi sinh dị dưỡng
Hằng số tốc độ thủy phân cực đại
kH
Hằng số thủy phân bán bão hòa đối
KX
với cơ chất chậm sinh hủy
Tốc độ tạo thành amoniac
ka
Thông số mA đặc trưng cho tốc độ phát triển cao nhất của vi sinh
tự dưỡng có vai trò đặc biệt quan trọng trong việc tính toán thời gian
lưu tế bào. Trong mô hình, quá trình nitrat hóa được xem là quá trình




~ 360 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

một giai đoạn và loại vi sinh Nitrobacter (oxy hóa nitrit thành nitrat)
có tốc độ phát triển nhanh hơn loại Nitrosomonas, vì vậy giá trị mA
được sử dụng trong mô hình là giá trị của loại vi sinh Nitrosomonas.
Giá trị mA từ các tài liệu nằm trong khoảng 0,34 - 0,65 d-1 đối với vi
sinh hỗn hợp trong các điều kiện thí nghiệm tối ưu. Do mA phụ
thuộc vào nhiều yếu tố môi trường (pH, To) nên tốt hơn cả là nó được
xác định trong từng trường hợp cụ thể.
Giá trị của hằng số phân hủy nội sinh của vi sinh dị dưỡng, kpH
cũng quan trọng vì nó ảnh hưởng đến sự tiên đoán về mật độ sinh
khối tương ứng với một giá trị của thời gian lưu tế bào. Điều cần chú
ý là giá trị trên sử dụng trong mô hình khác với giá trị truyền thống
trong tài liệu. Trong các tài liệu truyền thống, giá trị của kpH thu được
trong điều kiện không quay vòng cơ chất từ phân hủy nội sinh như
trong mô hình, vì vậy sẽ khó so sánh trong hai trường hợp. Giá trị kpH
truyền thống biến động trong khoảng rộng: từ 0,05 d-1 đối với nước
thải sinh hoạt đến 1,6 d-1 đối với một số loại nước thải chế biến thực
phẩm. Vì lý do đó, giá trị trên cần được xác định trong từng trường
hợp cụ thể.
Hệ số hiệu chỉnh quá trình khử nitrat, g, cũng cần được quan tâm
thích đáng do tốc độ xử lý chất hữu cơ trong điều kiện thiếu khí
chậm hơn so với trong điều kiện hiếu khí và do không phải tất cả các
loại vi sinh vật dị dưỡng có khả năng sử dụng nitrat làm chất thu
nhận điện tử. Giá trị trên không được công bố nhiều trong tài liệu, từ
các số liệu đã công bố cho thấy giá trị của nó nằm trong khoảng 0,6 -
1,0. Giá trị thấp có thể liên quan đến loại nước thải đã trải qua giai
đoạn yếm khí (một phần), giá trị cao có thể liên quan đến loại nước
thải tồn tại trong môi trường hiếu khí.
Giá trị hằng số tốc độ phát triển cực đại của vi sinh dị dưỡng mH
và hằng số bán bão hòa của cơ chất Ks cũng phụ thuộc nhiều vào loại
hình nước thải và với một mức độ nhất định phụ thuộc vào cấu hình




~ 361 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

của hệ phản ứng. Giá trị từ tài liệu đối với mH nằm trong khoảng 3,0
đến 13,2 d-1 và của Ks là 10 - 180 g. m-3.
Thông số về quá trình thủy phân các hợp chất chậm phân hủy, kH,
KX và ka là những đại lượng khá mới so với các nghiên cứu truyền
thống, vì vậy các thông tin về chúng cần được theo dõi và tra cứu
thêm từ các công trình nghiên cứu gần đây [13, 14].
Thông số H được sử dụng để mô tả độ suy giảm của quá trình
thủy phân trong điều kiện thiếu khí. Mặc dù thông tin từ tài liệu về
nó không nhiều nhưng có thể chấp nhận giá trị cho nó là 0,4.
Nhóm xây dựng mô hình sử dụng các thông số với các giá trị tại
10 và 20oC, được ghi trong bảng 10. 5. Bảng 10. 6 ghi các số liệu
nồng độ của nước thải sinh hoạt sau khi lắng được thông báo từ các
nước khác nhau.

Bảng 10. 5. Giá trị đặc trưng tại vùng pH trung tính [1].

Ký hiệu đơn vị Giá trị
20oC 10oC
Thông số tỉ lượng
g tế bào COD/g N tiêu hao 0,24 0,24
YA
g tế bào COD/g COD tiêu hao 0,67 0,67
YH
không đơn vị 0,08 0,08
fp
g N(g COD)-1 trong sinh khối 0,086 0,086
iXB
g N (g COD)-1 trong bùn sau phân hủy 0,06 0,06
iXp
Thông số động học
mH ngày-1 (d)-1 6,0 3,0

g COD. m-3 20 20
KS




~ 362 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

g O2. m-3 0,2 0,2
KOH
g NO3-N. m-3 0,5 0,5
KNO
d-1 0,62 0,20
kpH
g không đơn vị 0,8 0,8

H không đơn vị 0,4 0,4

g COD chậm sinh hủy (g tế bào COD. d)-1 3,0 1,0
kH
g COD chậm sinh hủy (g tế bào)-1 0,03 0,01
KX
mA d-1 0,8 0,3

g NH3-N. m-3 1,0 1,0
KNH
g O2. m-3 0,4 0,4
KOA
m3 COD (g. d)-1 0,08 0,04
ka


Bảng 10. 6. Nồng độ đặc trưng của nước thải sinh hoạt sau lắng [1].

Ký hiệu Đơn vị Đan Mạch Thụy Sĩ Hungary
g COD. m-3
Ss 125 70 100
g COD. m-3
Si 40 25 30
g COD. m-3
Xs 250 100 150
g COD. m-3
Xi 100 25 70
g N. m-3
SND 8 5 10
g N. m-3
XND 10 10 15
g NH3-N. m-3
SNH 30 10 30
g NH3-N. m-3
SNi 2 2 3
g NO3-N. m-3
SNO 0,5 1,0 1,0


Phương pháp đánh giá nồng độ tạp chất các dạng khác nhau luôn
được cải tiến và được áp dụng ở các nước tùy thuộc vào qui định
riêng [14, 15].




~ 363 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

Các yếu tố môi trường cũng có tác động đáng kể đến quá trình xử
lý nước thải, hai yếu tố đặc trưng nhất là pH và nhiệt độ. Nhiều tạp
chất trong nước thải, các sản phẩm trung gian cũng có tác dụng thúc
đẩy hay kìm hãm quá trình xử lý [xem (8. 2)].
pH là yếu tố tác động mạnh đến quá trình oxy hóa amoniac và khử
nitrat, ion H+ bị tiêu hao (nitrat hóa) và sinh ra trong các phản ứng
trên. pH còn là yếu tố qui định hệ cân bằng giữa NH4+ - NH3, HNO2 -
NO2-, thành phần NH3, HNO2 là yếu tố gây độc cho vi sinh vật. pH
cũng ảnh hưởng đến quá trình động học của vi sinh dị dưỡng nhưng
ở mức độ hạn chế hơn. Giá trị của các thông số sử dụng trong mô
hình là các giá trị ở vùng trung tính, vì vậy cần duy trì độ đệm cho
môi trường nước thải.
Nhiệt độ có tác động lên một số thông số động học như , kp, kH
như đã trình bày ở các phần trước. Mức độ tác động của nhiệt độ lên
các thông số trên giống với qui luật Arrhenius. Các hằng số bán bão
hòa cũng bị tác động bởi nhiệt độ nhưng không theo qui luật trên vì
chúng không phải là thông số động học ―thật sự‖, vì vậy khi sử dụng
cần được tham khảo từ tài liệu.


Giả thiết, hạn chế của mô hình.
10. 4.

Để có thể mô hình hóa một hệ thống xử lý nước thải cần phải chấp
nhận một số giả thiết và đơn giản hóa về cả hai phương diện: vật lý
và toán học. Giả thiết và đơn giản hóa thật ra là sự thỏa thuận ngầm
dẫn đến người sử dụng mô hình có khi dễ dàng bỏ qua và có thể dẫn
đến sai lầm. Những giả thiết, đơn giản hóa và hạn chế của mô hình
được liệt kê dưới đây:
- Hệ thống xử lý nước thải được qui cho là hoạt động tại một nhiệt độ
không đổi. Phần lớn các quá trình động học được đặc trưng bởi hằng




~ 364 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

số tốc độ phụ thuộc vào nhiệt độ. Vì vậy cần theo dõi sự biến động
nhiệt độ của hệ theo thời gian.
- Trong mô hình, thông số pH được xem là có giá trị xấp xỉ 7,0 và
không đổi khi hệ thống vận hành. pH có tác động đến nhiều thông số
được sử dụng trong mô hình, tuy nhiên phần lớn các thông số không
chứa yếu tố pH. Sự có mặt của độ kiềm trong mô hình chỉ có tác
dụng ―cảnh báo‖ về tiềm năng thăng giáng của pH.
- Bản chất của chất hữu cơ trong các phân đoạn khác nhau (loại dễ,
khó, chậm sinh hủy...) không được đề cập tới trong mô hình. Nói
cách khác, các hằng số tốc độ của các quá trình động học được coi là
không đổi. Chấp nhận đó mang tính thiếu thực tế, nhất là đối với sự
đa dạng của nguồn thải.
- Tác động của sự thiếu thành phần nitơ, photpho, vi lượng lên tốc độ
phát triển của vi sinh vật và hiệu quả xử lý chất hữu cơ trong nước
thải không được bao quát trong mô hình. Sự thiếu hụt các thành phần
trên có thể dẫn đến hiệu quả lắng bùn thấp. Vì lý do đó yếu tố đầy đủ
dinh dưỡng vô cơ cho hệ xử lý cần được đảm bảo.
- Hệ số hiệu chỉnh g, H đối với quá trình khử nitrat được giả thiết
là không đổi với một loại nước thải, tuy nhiên các giá trị trên rất có
khả năng bị ảnh hưởng bởi cấu hình của hệ xử lý.
- Thông số đặc trưng cho quá trình nitrat hóa được giả thiết là không
đổi và đã chứa đựng các yếu tố kìm hãm quá trình. Đó là điều không
phải luôn đúng đối với các hệ nước thải trong thực tế.
- Sinh khối dị dưỡng được xem là đồng nhất, không biến động về mặt
tỷ lượng giữa các chủng loại theo thời gian là giả thiết được sử dụng
trong mô hình. Giả thiết trên đồng nghĩa với sự không thay đổi của
thông số động học có liên quan cũng như sự thăng giáng của nồng độ
cơ chất, cấu hình của hệ phản ứng không tác động đến hiệu quả lắng
bùn. Đó cũng là hạn chế của mô hình.




~ 365 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

Để có thể sử dụng mô hình trong thực tế, một số giới hạn sau đây
cần phải được tôn trọng do khó khăn về phương diện toán học:
- Tốc độ tăng trưởng sinh khối thực hoặc thời gian lưu tế bào cần
được duy trì trong khoảng nhất định mà trong đó sinh khối có khả
năng tạo thành tập hợp lắng (keo tụ). Ví dụ với thời gian lưu tế bào
thấp hơn 3 ngày thì hiện tượng bùn không lắng rất dễ xảy ra do mật
độ của chúng thấp. Mặc dù yếu tố lắng bùn không được đề cập đến
trong mô hình, nhưng mô hình không thể áp dụng đối với hệ xử lý
mà bùn không lắng. Tuổi bùn tối đa đối với hệ bùn hoạt tính một giai
đoạn cần đáp ứng cho mô hình chưa được xác lập chắc chắn, tạm
chấp nhận là khoảng 30 ngày.
- Hiệu quả lắng bùn cũng phụ thuộc vào nồng độ sinh khối tại bể
lắng thứ cấp. Về phương diện toán học có thể tăng nồng độ sinh khối
để giảm thể tích bể phản ứng, tuy nhiên nếu duy trì nồng độ sinh khối
quá cao thì bùn sẽ khó lắng và nước đầu ra không trong. Nếu mật dộ
bùn thấp, lớp bùn tạo thành ở phần dưới của bể lắng thứ cấp không
hình thành thì chất lượng nước tại đầu ra cũng không đạt. Mật độ
sinh khối trong hệ có thể chấp nhận trong khoảng 750 - 7500 mg/l
tùy thuộc vào quá trình tiền xử lý. Nếu yếu tố trên không đem lại kết
quả thì sẽ phải hiệu chỉnh một cách hợp lý.
- Để phòng ngừa hiện tượng bùn không lắng, phần thể tích của khối
phản ứng không sục khí không được vượt quá 50% của thể tích khối
phản ứng.
- Cường độ khuấy trộn trong các bể xử lý hiếu khí tỉ lệ thuận với
năng lượng của máy sục khí trên một đơn vị thể tích. Cường độ
khuấy trộn thấp sẽ làm giảm quá trình chuyển khối giữa cơ chất và vi
sinh vật, nhưng nếu quá mạnh cũng sẽ ảnh hưởng tới quá trình lắng
bùn.




~ 366 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

Ứng dụng.
10. 5.

Diễn biến các quá trình xảy ra trong hệ bùn hoạt tính với sự tham
gia của rất nhiều yếu tố chỉ có thể mô tả trong một phương thức thực
hiện cụ thể: dòng liên tục có khuấy trộn đều, lắp ghép giai đoạn hiếu
khí, thiếu khí.... Mục tiêu của mô hình là mô tả được diễn biến của hệ
trong trạng thái động. Phương trình thăng bằng chất, bao gồm các
quá trình chuyển khối và chuyển hóa, mô tả trạng thái của hệ được sử
dụng một cách hữu ích để mô hình hóa. Sử dụng cấu hình dòng liên
tục có khuấy trộn đều, phương trình thăng bằng chất sẽ là một hệ
phương trình vi phân thường phi tuyến và để giải chúng thường áp
dụng phương pháp tích phân số (phương pháp gần đúng).
Phần trình bày chỉ mang tính định hướng về cấu trúc của mô hình
tính, phương pháp tính toán cụ thể được trình bày trong tài liệu [1,
16] hoặc phần mềm được bán dưới dạng thương phẩm.
Ví dụ về các sản phẩm phần mềm thương mại đang được cung
cấp:
- ASIM (Abt. Ingenieur Wissenschaften. Uberlandstrasse 13, EAWAG,
CH - 8600 Dubendorf, Swizerland).
- Bio Win (Enviro Sim Associates Ltd, 482 Anthony Drive Oakville,
Ontario L6J2K5, Canada).
- EFOR (EFOR, 1. Kruger AS, Gladsaxevej 363, DX - 2860 Soborg,
Demark).
- GPS - X & Sim Works (Hydromantis Inc. 1685 Main St West,
Suite 302, Hamilton, Ontario L 8S 1G5, Canada).
Phương pháp xử lý bùn hoạt tính dạng dòng liên tục được mô tả
trong hình 10. 2 được dùng để mô hình hóa.

Q
Q1 = Q. A1 Q2 = Q. A2 Qn = Q. An
V1. C1 V2. C2 Vn. Cn

KL. a1 KL. a2 KL. an




~ 367 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát




Hình 10. 2. Cấu hình hệ xử lý bùn hoạt tính dùng để mô hình.

Cấu hình hệ xử lý mô tả trong hình 10. 2 bao gồm nhiều khối phản
ứng, dòng vào có thể bị chia thành nhiều phần (Q1, Q2... Qn) và có
dòng hồi lưu bùn từ bể lắng hoặc hồi lưu nội bộ dòng hỗn hợp bùn -
nước (ví dụ trong quá trình khử nitrat đặt trước).
Trong từng khoang phản ứng, hỗn hợp phản ứng được giả thiết là
khuấy trộn đều, từng khoang phản ứng được đặc trưng:
- Thể tích (V1, V2... Vn).
- Lưu lượng dòng vào Q1, Q2... Qn.
- Giá trị của các hệ số chuyển khối KL. a của các thiết bị sục khí
trong điều kiện vận hành. Thay vì giá trị chuyển khối, nồng độ oxy
hòa tan với một giá trị xác định có thể sử dụng.
Một số quá trình bùn hoạt tính phù hợp với cấu hình cơ bản mô tả
hình 10. 2 được thể hiện trong hình 10. 3 và các trị số của các tham
số được ghi ở phía bên phải.

Xác định điều kiện ban đầu.
Mô hình bùn hoạt tính bao quát 13 biến độc lập (xem bảng 10. 2)
trong từng khoang phản ứng. Số biến trên cần được xác định giá trị
ban đầu trước khi được tính toán tích phân số. Giá trị ước lượng ban
đầu đối với các biến độc lập trên thường không có sẵn. Kỹ thuật
được sử dụng để mô phỏng quá trình động từ trạng thái ổn đinh được




~ 368 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát

thiết lập bằng cách thay đổi thời gian lưu tế bào của tất cả các thành
phần tham gia vào hệ xử lý.
Đối với một hệ xử lý nước thải, sự biến động nồng độ tạp chất
trong dòng vào là điều rất thường xuyên. Đối với nước thải sinh hoạt
và một số nguồn thải công nghiệp, nồng độ tạp chất có thể coi là ổn
định trong khoảng chu kỳ hai giờ hoặc có thể ngắn hơn.
Phương trình sử dụng để tiến hành tích phân số thường có dạng:

 dC 
C (t  t )  C (t )   .t (10-13)
 dt 

Trong đó C là các biến trạng thái độc lập, ví dụ nồng độ của một
thành phần nào đó, t là khoảng bước nhảy của thời gian sử dụng để
tích phân. Phương pháp tính đạt độ chính xác cao khi t nhỏ kéo theo
thời gian tính dài và ngược lại. Khi lựa chọn t quá lớn thì sẽ xuất
hiện -(dC/dt). t > C(t) và C(t + t) < 0 là điều không hợp lý. Tiêu
chuẩn để chọn t là:
1
 dC 
t  C (t )  (10-14)
 dt 

Đối với hệ xử lý tổng quát như mô tả trong hình 10. 2, phương
trình thăng bằng chất đối với biến trạng thái i trong từng khoang
phản ứng k có dạng:

1 dC ki Fki  Oki  Pki  K ki

. (10-15)
C ki dt Vki .C ki

Trong đó:
F và O là thông số chuyển khối đầu vào (F) và đầu ra (O).
P và K là các thành phần hình thành (P) và mất đi (K).
V là thể tích khoang phản ứng.




~ 369 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát



Hệ xử lý Mô tả theo mô hình Tham số của hệ
Số khoang phản ứng: 3
1. Hệ chia
Q
Thể tích: V1, V2, V3
Q/3 Q/3 Q/3
dòng
Tỉ lệ A1 = A2 = A3 = 0,333
O2 O2 O2
Giá trị KL. a1 = KL. a2 = KL. a3
= 2 g O2. m-3
Q = 100
quay vòng 50
Số khoang phản ứng: 2.
2. Hệ khử
Thể tích V1, V2.
nitrat đặt
Tỉ lệ: A1 = 1, A2 = 0.
trước
O2
KL. a = 0
Giá trị KL. a1 = 0
KL. a2 = 2g O2. m-3
Q = 100
Quay vòng: 300
Số khoang phản ứng: 2.
3. Hệ tiếp
Thể tích V1, V2.
xúc ổn
Tỉ lệ: A1 = 0, A2 = 1.
định
O2
O2


~ 363 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát



Giá trị KL. a1 = 2 mg O2/l
KL. a2 = 2 mg O2/l
Q = 100
Quay vòng: 50
Hình 10. 3. Ví dụ về hệ xử lý sử dụng để mô hình hóa.




~ 364 ~
Người ta có thể chứng minh được là khoảng bước nhảy t cần thấp hơn thời gian lưu thủy lực
ki của từng cấu tử trong từng khoang phản ứng:

t < ki (10-16)

Lưu trình tính toán trên cơ sở phương trình (10-13) được mô tả trong hình 10. 4.


dX FX  O X  R' X Cho tất cả khoang phản ứng và thành

phần không tan trong thời gian tn+1 - tn
dt V


dS Fs  Os  R' s Cho tất cả khoang phản ứng và thành

phần tan trong thời gian ti
dt V



Cho tất cả các khoang phản ứng


Kiểm soát Có
oxy


Không


So = giá trị kiểm soát




Cho tất cả khoang phản ứng và thành
dS
S  So  .t 2
phần tan
dt


Cho tất cả các khoang phản ứng và
dX
X  Xo  .t1
thành phần không tan
dt


Hình 10. 4. Lưu trình tính tích phân (F: đầu vào, O: đầu ra, R’: phản ứng) [1].
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Phương pháp tính toán đối với trạng thái ổn định được trình bày trong các tài liệu chuyên
khảo [1, 16, 17].


10. 6. Các mô hình khác.

Mô hình xử lý nước thải được phát triển theo thời gian vì những lý do: mở rộng các đối tượng
cần quan tâm do đòi hỏi về chất lượng môi trường, kết quả nghiên cứu mới về các quá trình xảy
ra trong hệ (ví dụ sự tích lũy chất hữu cơ của vi sinh PAO, quá trình thủy phân hoặc khả năng
tích lũy photpho của vi sinh denitrifier). Các mô hình được phát triển tiếp theo ASM1 được giới
thiệu tóm tắt ở phần dưới đây.

Mô hình ASM 2.
Mô hình ASM 2 được xây dựng để áp dụng cho hệ xử lý hợp chất nitơ, photpho và COD với
mục đích:
- Nghiên cứu (đánh giá kết quả, tiến hành và tối ưu hóa thí nghiệm).
- Tối ưu hóa quá trình xử lý trong thực tế, khắc phục các sự cố xuất hiện khi vận hành.
- Đào tạo.
- Trợ giúp thiết kế hệ xử lý.
Mô hình ASM 2 chưa phải là dạng hoàn hảo vì còn chứa nhiều dữ kiện đơn giản hóa, tuy
nhiên nó là cơ sở cho sự phát triển tiếp theo, ví dụ mô hình EAWAG Bio - P modul của nhóm
nghiên cứu tại Thụy Sĩ tuy bỏ qua quá trình lên men các chất hữu cơ tan dễ sinh hủy nhưng có
bước hiệu chỉnh cho nguồn nước thải cụ thể [18, 19, 20].
Mô hình ASM 2 là mô hình mở rộng của ASM 1 với đối tượng bổ xung là tách loại photpho.
Do có thêm quá trình xử lý photpho nên hệ xử lý có thêm giai đoạn xử lý yếm khí để cung cấp
các chất hữu cơ cho vi sinh PAO hấp thu và giai đoạn kết tủa hóa học với muối sắt, nhôm.
Phương pháp mô hình hóa được trình bày tương tự như khi thực hiện mô hình ASM1.

Mô hình ASM 2d.
So với mô hình ASM 1 thì ASM 2 được mở rộng đáng kể và phức tạp hơn do phải bao quát cả
quá trình xử lý photpho. Sự thay đổi đáng kể là vi sinh PAO có cấu trúc nội tại liên quan đến sự
tích lũy chất hữu cơ và photpho, ngoài tỷ lệ của chủng vi sinh PAO trong tổng sin h khối. Đó là
yếu tố tiên quyết trong mô hình xử lý photpho.
Mô hình ASM 2d là sự mở rộng của ASM 2 với mức độ thấp, hai quá trình được đưa thêm
vào để mô tả hiện tượng: vi sinh tích lũy photpho (PAO) có thể sử dụng chất hữu cơ tích lũy để
khử nitrat. Trong khi mô hình ASM 2 giả thiết là vi sinh vật PAO chỉ phát triển trong điều kiện



~1~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


hiếu khí thì trong mô hình ASM 2d, loại vi sinh trên tồn tại cả trong môi trường thiếu khí (khử
nitrat).

Mô hình ASM 3
Trên cơ sở kinh nghiệm thu được trên 10 năm sử dụng mô hình ASM 1, mô hình ASM 1 tỏ ra
có một số thiếu sót:
- Mô hình ASM 1 không bao quát được hiện tượng về mặt động học khi vi sinh vật dị dưỡng
không được cung cấp đủ thành phần nitơ và độ kiềm.
- Mô hình ASM 1 có chứa thành phần hợp chất hữu cơ chứa nitơ dễ sinh hủy và dạng không tan.
Hai thành phần rất khó xác định và gây nhiều khó khăn khi sử dụng mô hình ASM 1, vì vậy sự
phân biệt trên thường bị bỏ qua trong nhiều tính toán khi sử dụng ASM 1.
- Động học quá trình hình thành amoniac từ hợp chất hữu cơ (amoni hóa) rất khó định lượng,
hơn nữa quá trình này xảy ra nhanh nên càng gây khó khăn khi tiên đoán số liệu của mô hình.
Vì vậy trong nhiều trường hợp quá trình trên bị loại bỏ khi ứng dụng ASM 1.
- Mô hình ASM 1 phân biệt chất hữu cơ không tan dạng trơ phụ thuộc vào xuất xứ: từ dòng vào
và từ phân hủy nội sinh tế bào vi sinh vật. Sự phân biệt trên trong thực tế là không khả thi.
- Trong cấu trúc của mô hình ASM 1, quá trình thủy phân đóng vai trò đáng kể khi tiên đoán
mức độ tiêu thụ oxy và khử nitrat của vi sinh dị dưỡng. Thực ra quá trình này đại diện cho
nhiều quá trình mang tính tổ hợp như thủy phân, phân hủy của vi sinh vật và cơ chất tích lũy
trong hệ. Vì vậy việc định lượng các thông số động học cho quá trình tổ hợp trên là rất khó.
- Phân hủy kết hợp với thủy phân và tăng trưởng vi sinh vật được sử dụng để mô tả hiệu ứng ―cả
gói‖ của phân hủy nội sinh, ví dụ các chất tích lũy, vi sinh vật chết, ăn thịt lẫn nhau, của sinh
khối sẽ gây khó khăn cho xác định thông số động học.
- Khi nồng độ cơ chất dễ sinh hủy cao trong nước thải, trong điều kiện hiếu khí và thiếu khí, vi
sinh vật cũng có khả năng tích lũy poly hydroxyl alkanoat và đôi khi cả lipit hoặc glycogen
giống như vi sinh PAO trong điều kiện yếm khí. Hiệu ứng trên không được bao quát trong
ASM 1.
- Mô hình ASM 1 không phân biệt tốc độ phân hủy của vi sinh tự dưỡng nitrifier trong điều kiện
hiếu và thiếu khí. Với hệ xử lý có thời gian lưu tế bào dài và tỉ lệ khối thể tích phản ứng thiếu
khí lớn thì việc tiên đoán tốc độ nitrat hóa gặp khó khăn.
- ASM 1 không tiên đoán sự biến động liên tục của nồng độ sinh khối.
- Trong các thí nghiệm về hô hấp, hiệu suất sinh khối nhận được thường thấp ngay kể cả khi sử
dụng cơ chất là các thành phần rất dễ sinh hủy, ví dụ axetat. Sự khác biệt giữa thí nghiệm và
thực tế có thể xuất hiện.




~2~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Để khắc phục những thiếu sót nêu trên, nhóm nghiên cứu mô hình (1999) đề xuất mô hình
ASM 3 và hy vọng nó trở thành nền tảng cho việc xây dựng tiếp các mô hình trong tương lai.
ASM 3 liên kết được các quá trình chủ yếu đã được trình bày trong ASM 1: tốc độ tiêu thụ
oxy, tốc độ tạo thành sinh khối, nitrat hóa, khử nitrat trong các hệ xử lý nước thải sinh hoạt (chủ
yếu).
ASM 3 được xây dựng với tư cách là cốt lõi của nhiều mô hình khác bao gồm các modul:
modul sinh học ASM 2, ASM 2d. Các modul: kết tủa hóa học, sự phát triển của vi sinh dạng sợi,
sự biến động của pH không nằm trong ASM 3, tuy vậy có thể gắn kết khá dễ dàng vào ASM 3.
Hiện nay, trong nghiên cứu khoa học, nội dung rất được quan tâm là mô hình biến động quần
thể, xử lý photpho bằng biện pháp vi sinh và cấu trúc sinh khối (tích lũy sản phẩm của vi sinh).
Mô hình ASM 3 có thể sẽ là công cụ phục vụ mục tiêu trên.
Hạn chế của ASM 3 thể hiện:
- ASM 3 được xây dựng để mô phỏng quá trình xử lý nước thải sinh hoạt dưới điều kiện hiếu k hí
và thiếu khí, không thích hợp đối với nước thải công nghiệp.
- ASM 3 (và ASM 1) được xây dựng trên cơ sở kinh nghiệm trong vùng nhiệt độ 8 - 23oC. Ngoài
vùng nhiệt độ trên, mô hình có thể sẽ tỏ ra kém hiệu quả, thậm chí cấu trúc của mô hình trở
thành không thỏa mãn.
- ASM 3 ( và ASM 1) không bao quát bất cứ một quá trình nào mô tả hành trạng của vi sinh vật
trong điều kiện yếm khí. Mô phỏng hệ chứa đáng kể thể tích yếm khí sẽ dẫn đến nhiều sai sót.
- ASM 3 được xây dựng trên cơ sở kinh nghiệm trong vùng pH = 6,5 - 7,5. Nồng độ của
bicarbonat (kiềm) cần được bổ xung đủ để duy trì khoảng pH trên.
- ASM 3 không bao quát nồng độ nitrit cao.
- ASM 3 không sử dụng cho hệ bùn hoạt tính với tải lượng cao hoặc thời gian lưu tế bào thấp (
0,5 - 2,0 m3. m-2. ngày-1. bar-1.
- Cơ chế hoạt động: rây, lọc.
- Vật liệu chế tạo: polymer, sợi, gốm sứ.
- Ứng dụng trong khử trùng nước sạch, đồ uống, nước thải.

Màng siêu lọc.
- Loại màng: xốp, đối xứng.
- Độ dày:  150 m.
- Kích thước lỗ xốp: 10 - 100 nm.
- Áp suất động lực: 1 - 10 bar.


~6~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


- Tốc độ lọc: > 0,1 - 0,5 m3. m-2. ngày-1. bar-1.
- Cơ chế hoạt động: rây, lọc.
- Vật liệu chế tạo: polymer, sợi, gốm sứ.
- Vùng ứng dụng : sữa, thực phẩm, luyện kim, dệt, dược, tách polymer, keo.

Màng nano
Màng nano được chế tạo lần đầu vào năm 1977, là dạng cải tiến của màng thẩm thấu ngược,
dùng dể làm mềm nước đối với nguồn nước có hàm lượng muối tan thấp. Màng nano còn có tác
dụng lọc vi khuẩn, virut, một số chất hữu cơ mang màu [10]
Kích thước lỗ của màng nano nhỏ hơn loại màng siêu lọc, lớn hơn của loại màng thẩm thấu
ngược.Chỉ số phân tử lượng bị chặn là từ 200 - 500. Áp suất động lực thấp hơn so với màng
thẩm thấu ngược. Màng nano vẫn đang trong quá trình phát triển, hoàn thiện.
- Loại màng: bất đối xứng, tổ hợp composit.
- Độ dày của màng: lớp giá đỡ 150 m, lớp màng 1m.
- Kích thước lỗ xốp: < 2 nm.
- Áp suất động lực: 15 - 25 bar.
- Tốc độ lọc: > 0,05 m3. m-2. ngày-1. bar-1.
- Cơ chế hoạt động: hòa tan, hấp phụ, khuyếch tán.
- Vật liệu chế tạo: polymer.
- Vùng ứng dụng: nước lợ, làm mềm nước, tách loại chất hữu cơ trong nước, nước thải; nước
siêu tinh khiết, cô đặc dịch đồ uống, đường, sữa.

Màng thẩm thấu ngược.
Cấu trúc và cơ chế hoạt động của màng thẩm thấu ngược tương tự như loại màng nano nhưng
kích thước lỗ xốp nhỏ hơn, mang tính chất của màng đặc. Áp suất động lực phải sử dụng cao hơn
áp suất thẩm thấu. Chỉ số phân tử bị chặn là khoảng 100. Màng thẩm thấu ngược ngăn cản sự
chuyển dịch của tất cả các tạp chất, trừ nước. Để làm ngọt nước biển (3,5% NaCl, áp su ất thẩm
thấu là 25 bar), áp suất động lực sử dụng nằm trong khoảng 40 - 80 bar.


Cấu hình của màng lọc.
11. 2.

Đối với qui mô ứng dụng thực tiễn, diện tích màng cần sử dụng cho một quá trình tách chất
cần từ vài trăm đến nhiều ngàn m2. Tạo ra các dạng màng khác nhau dựa trên cơ sở giá thành và
hiệu quả sử dụng diện tích màng tối đa. Các cấu hình (hình dáng) khác nhau của màng được gọi




~7~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


là modul. Sản xuất các modul màng với giá thành thấp được bắt đầu từ thập kỷ 60 - 70 của thế kỷ
20.
Màng lọc có bốn dạng: tấm phẳng, ống hình trụ, dạng cuộn và dạng sợi rỗng. Hai dạng đầu
vẫn còn đang được sử dụng nhưng do giá thành khá cao nên đang bị thay thế bởi hai loại sau:

Dạng cuốn
Màng kiểu dạng cuốn (hình 11. 1) gồm hai tấm màng, từng tấm được gắn vào một mặt của
một tấm xốp cùng diện tích. Ba chiều của màng và giá đỡ được gắn với nhau. Tấm giá đỡ xốp có
chức năng thu nước đã được lọc gắn với ống thu nước nằm ở trung tâm của cuộn màng (chiều
thứ 4). Số vòng cuốn xung quanh trục (ống thu nước ở tâm) tỉ lệ với diện tích mà một modul cần
có. Chiều lọc của dòng nước là hướng tâm, vào ống thu được khoan nhiều lỗ.
Bên trong modul chứa thiết bị tích áp suất.
Modul màng sử dụng trong phòng thí nghiệm thường chỉ có một cuộn với tiết diện 0,2 - 1,0
m . Màng sử dụng trong công nghiệp có số cuộn nhiều hơn với diện tích mỗi cuộn 1 - 2 m2.
2

Modul nhiều cuộn hạn chế được sự tổn hao áp suất. Nếu thiết bị màng cần diện tích lớn mà chỉ
sử dụng một cuộn (tăng số vòng) thì quãng đường đi của nước tới ống thu trung tâm sẽ dài gây
tổn hao áp suất lớn. Sử dụng nhiều cuộn ngắn để có diện tích lọc cao thì sự hao tổn áp suất trong
từng cuộn dễ kiểm soát.




Hình 11. 1. Cấu trúc màng dạng cuốn


Modul màng công nghiệp dạng tiêu chuẩn có kích thước: đường kính 20 cm, chiều dài 1m.
Loại đường kính 30 cm, chiều cao tới 1,5 m, tuy hợp lý về mặt giá thành nhưng gặp khó khăn về
thao tác nên nó được sử dụng không rộng rãi. Một số đặc trưng cơ bản của màng dạng cuốn có
chiều cao 1 m dược ghi trong bảng 11. 1.



~8~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Bảng 11. 1. Đặc trưng cơ bản của màng cuốn chiều cao 1 m [9].

Đường kính của modul (cm) 10 15 20 30
Số cuộn 4-6 6 - 10 15 - 30 30 - 40
Diện tích màng (m2) 3-6 6 - 12 20 - 40 30 - 60


Thông thường 4 - 6 modul được lắp ghép nối tiếp nhau trong một bình (ống) áp suất. Thiết kế
điển hình là trong một bình có đường kính 20 cm chứa 6 modul ghép nối tiếp nhau, có tổng diện
tích màng 100 - 200 m2.

Dạng sợi rỗng.
Phụ thuộc vào cách thức thao tác modul, màng sợi rỗng được chế tạo theo hai kiểu: nước vào
qua thành sợi và qua đầu sợi rỗng (hình 11. 2, 11. 3). Modul sợi rỗng có đầu vào qua thành sợi là
một chùm sợi đựng trong một thiết bị tích áp. Áp suất nén thúc đẩy nước chảy qua thành sợi, đi
vào trong ống và chảy ra tại một phía của đầu ống. Do phải chịu một áp lực đáng kể lên thành sợi
nên sợi có đường kính nhỏ và độ dày thành sợi lớn: đường kính trong thường là 50 m, đường
kính ngoài 100 - 200 m.




~9~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Hình 11. 2. Cấu trúc màng rỗng lọc qua thành sợi.

Modul kiểu này dễ chế tạo và có thể thiết kế những hệ chứa diện tích màng lớn.
Modul có nước vào từ đầu sợi (hình 11. 3) được thiết kế hở cả hai đầu của sợi, nước được
chảy trong lòng của sợi. Để hạn chế tắc dòng chảy trong lòng sợi, đường kính trong của sợi được
chế tạo lớn hơn so với trường hợp trên.




Hình 11. 3. Cấu trúc modul màng rỗng lọc qua đầu sợi.

Ưu điểm nổi bật của màng sợi rỗng là khả năng tăng cường diện tích lớn trong một modul đơn
lẻ. Ví dụ khi so sánh với màng dạng cuộn có chiều cao 1 m, đường kính 20 cm thì modul đó có
diện tích màng 20 - 40 m2, với modul tương đương của sợi rỗng chứa sợi có đường kính 100 m
thì diện tích màng của nó đạt tới 600 m2, lớn hơn 20 - 30 lần.
Đường kính của sợi càng lớn thì diện tích màng càng giảm, diện tích màng trên một đơn vị
chiều dài thấp: một modul màng cần 600 m2, cần đến chiều dài tổng cộng của sợi là 2000 km.
Giá thành bán màng là yếu tố rất khó xác định khi được bán theo dạng modul. Nhìn chung
modul màng hoạt động dưới áp suất cao có giá thành đắt hơn so với loại áp suất thấp hay chân
không. Giá thành còn phụ thuộc vào mục đích sử dụng và sức cung cấp. Ví dụ modul màng cuốn
thẩm thấu ngược dùng để xử lý nước lợ được rất nhiều hãng sản xuất nên giá thành thấp, trong
khi cũng modul đó nhưng sử dụng cho mục đích siêu lọc lại đắt hơn nhiều . Màng sợi rỗng có giá
thấp hơn đáng kể so với màng cuốn, màng ống trụ hoặc màng tấm tính theo m2 nhưng chỉ khi sản
xuất với khối lượng lớn do chi phí sản xuất ban đầu lớn.
Giá thành sản xuất các loại màng ước tính: (USD/m2) màng rỗng (2 - 10), màng sợi mao quản
(5 - 50), màng cuốn (5 - 50) màng phẳng (50 - 200), màng ống trụ (50 - 200). Giá bán thường
cao hơn giá sản xuất 2 - 5 lần [9].


Áp suất thẩm thấu.
11. 3.


~ 10 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Thẩm thấu là một hiện tượng xảy ra phổ biến trong nhiều hệ: vật lý, hóa học, cơ thể động vật,
thực vật. Đó là hiện tượng pha loãng một dung dịch nhờ dung môi được vận chuyển qua một lớp
màng ngăn.
Ví dụ với cấu trúc của tế bào thực vật, rễ cây hút được nước là do áp suất thẩm thấu gây ra bởi
sự chênh lệch nồng độ muối khoáng giữa cơ thể thực vật với môi trường mà rễ tồn tại trong đó.
Bèo tây là loại thực vật nước ngọt, rễ hút nước cho cơ thể bèo được là do nồng độ khoáng
trong cơ thể bèo cao hơn trong nước. Trong môi trường nước mặn hay lợ, nồng độ muối khoáng
cao, áp suất thẩm thấu trong nước cao hơn trong cơ thể bèo vì vậy nó không hút được nước dẫn
tới bèo bị chết héo, khô.
Quan sát một hệ kín có một màng ngăn hệ đó ra làm hai vùng: Trong cả hai vùng đều chứa
cùng dung môi (nước) và có cùng chất tan (muối) nhưng với nồng độ chất tan ở hai vùng khác
nhau (một vùng có thể chỉ có dung môi, không chứa chất tan).
Nếu màng ngăn có kích thước lỗ xốp lớn mà cả dung môi lẫn chất tan đều dễ dàng vận chuyển
qua thì chất tan trong ngăn có nồng độ đặc sẽ khuyếch tán qua màng sang vùng có nồng độ thấp.
Sau một thời gian nào đó, nồng độ chất tan ở cả hai ngăn có giá trị bằng nhau.
Nếu màng ngăn có lỗ xốp nhỏ, chỉ vừa đủ để cho dung môi thấm qua, chất tan không thể
khuyếch tán qua do có kích thước lớn hơn lỗ xốp của màng (màng có tính chất trên gọi là màng
bán thấm), khi đó thì dung môi sẽ thấm từ ngăn loãng sang ngăn đặc, chỉ dừng khi nồng độ chất
tan của hai ngăn bằng nhau. Trong trường hợp đầu xảy ra sự khuyếch tán của chất tan qua màng,
còn trong trường hợp sau xảy ra sự khuyếch tán của dung môi qua màng để cân bằng nồng độ
của hai vùng. Sự khác biệt đối với hai trường hợp trên là mực nước ở ngăn có nồng độ đặc sau
khi được pha loãng sẽ tăng lên. Hiện tượng trên gọi là thẩm thấu. Mực nước tăng lên so với khi
hiện tượng thấm chưa xảy ra ứng với áp suất thủy tĩnh nó đạt được gọi là áp suất thẩm thấu. Hiện
tượng trên được nhà vật lý người Pháp quan sát thấy vào năm 1748 khi sử dụng da động vật làm
màng bán thấm.
Áp suất thẩm thấu , tương ứng với mực nước dâng trong khoang chứa dung dịch đặc được
tính theo phương trình:

R.T .nt
  Ct .R.T (11-1)
n.V
n, nt là số mol của dung môi và chất tan. V là thể tích mol của dung môi; n.V là tổng thể tích
của dung môi. Đại lượng Ct = nt/n.V là nồng độ mol của chất tan trong dung dịch. R là hằng số
khí, T là nhiệt độ.
Phương trình (11-1) có dạng giống phương trình khí lý tưởng (p.V = n. R.T).




~ 11 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Nếu biểu diễn Ct theo nồng độ khối lượng Cm (khối lượng chất tan trong một đơn vị thể tích
của dung môi, mg/l, g/m3...), đại lượng thường được sử dụng trong công nghệ xử lý nước, nước
thải, mối quan hệ giữa chúng là:

C
n m
Ct   m (11-2)
V M .V V

Cm
và   (11-3)
.R.T
M
Phương trình (11-3) cho thấy mối tương quan giữa áp suất thẩm thấu với nồng độ và phân tử
lượng của chất tan.
Nồng độ chất tan là tổng của mọi dạng chất tan tồn tại trong nước, từ dạng trung hòa đến phân
li. Một muối tồn tại ở dạng phân li (ví dụ Na, Cl- từ NaCl, Ca, Cl- từ CaCl2) gây ra áp suất thẩm
thấu của hệ là do cả hai dạng ion: âm và dương.
Phân tử lượng của một chất tan càng nhỏ thì gây ra áp suất thẩm thấu càng lớn. Ví dụ tính
toán sau cho thấy rõ mối quan hệ giữa áp suất thẩm thấu và phân tử lượng của chất tan: tính áp
suất thẩm thấu của ba dung dịch khác nhau có chứa các thành phần chất rắn trong đó với cùng
nồng độ khối lượng 3% (30 g/l). Tạp chất trong các dung môi trên gồm: muối NaCl, albumin
(phân tử lượng 65.000), chất huyền phù (khối lượng 10-9 g). Áp suất tính được cho ba trường hợp
trên lần lượt là: 25,4 bar, 0,01 bar và 10-12 bar. Ví dụ trên cho thấy áp suất thẩm thấu đối với quá
trình vi lọc, siêu lọc (tách các tạp chất có kích thước lớn) là rất nhỏ có thể bỏ qua, trong khi các
quá trình màng nano và thẩm thấu ngược (tách các chất có phân tử lượng thấp) là rất lớn.
Nếu sử dụng một áp suất áp vào ngăn có nồng độ chất tan cao thì sẽ xảy ra hiện tượng: dòng
chảy từ ngăn loãng sang ngăn đặc sẽ chậm dần lại khi tăng dần áp suất, dòng chảy ngừng hẳn khi
áp suất áp đặt bằng áp suất thẩm thấu, khi áp suất này lớn hơn thì dòng chảy sẽ đổi chiêu: đi từ
ngăn đặc sang ngăn loãng. Đó chính là nguyên lý hoạt động của phương pháp màng thẩm thấu
ngược. Nồng độ chất tan cao gây áp suất thẩm thấu lớn, và vì vậy cần áp suất động lực cao khi
sử dụng kỹ thuật màng thẩm thấu ngược. Trong kỹ thuật làm ngọt nước từ nước biển hay nước
lợ, áp suất thẩm thấu tăng tỉ lệ với nồng độ muối; giá trị tăng khoảng 0,691. 10-3 at khi muối tăng
thêm 1 mg/l.
Ví dụ với nước lợ có nồng độ muối 4000 mg/l thì áp suất thẩm thấu là 2,76 at, với nước biển
có nồng độ muối 35.000 mg/l thì áp suất thẩm thấu là 24,18 at. Tuy nhiên áp suất thẩm thấu thực
tế trong hai trường hợp trên sẽ lớn hơn do các thành phần tan khác tồn tại trong đó.
Trong thực tế, màng bán thấm không ngăn được tất cả các chất tan do cơ chế chuyển khối của
các chất tan trong màng là quá trình hòa tan (hấp phụ) của chất tan vào màng và khuyếch tán của




~ 12 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


chúng trong màng. Dòng chất tan vận chuyển qua màng J tỉ lệ với sự chênh lệch nồng độ giữa
hai phía của màng C1, C2:

J = B (C2 - C1) (11-4)
B là hệ số thấm của màng thể hiện tính năng hấp phụ và khu yếch tán của chất tan trong màng,
tức là phụ thuộc vào vật liệu chế tạo màng và cấu trúc xốp của nó. Khả năng thấm qua màng của
chất tan ít phụ thuộc vào áp suất động lực.
Độ chọn lọc của màng R đối với chất tan được định nghĩa là phần bị giữ lại trên màng so với
lượng chất tan của dòng vào:

C1  C 2
R  1  C 2 / C1 (11-5)
C1

Độ chọn lọc của màng phụ thuộc vào loại màng, nồng độ chất tan và hóa trị của chất tan. Độ
chọn lọc của màng tăng khi tăng áp suất động lực.
Kỹ thuật thẩm thấu ngược cho phép loại bỏ các chất hữu cơ dạng trung hòa tan trong nước,
chỉ số phân tử lượng bị chặn của màng càng thấp thì hiệu quả tách loại càng cao. Phần lớn các
tạp chất hữu cơ trong nước, nước thải (chất hữu cơ tự nhiên, axit hữu cơ lignin, chất bảo vệ thực
vật) đều có phân tử lượng lớn hơn 100 nên có thể tách chúng bằng phương pháp màng.
Những loại màng có chỉ số phân tử lượng bị chặn từ 200 - 500 (màng nano) cũng có thể sử
dụng để làm mềm nước và tách loại chất hữu cơ vì khả năng chặn giữ của màng với các đối
tượng trên khá cao.

Hiện tượng phân cực và nhiễm bẩn màng lọc
Trong quá trình lọc, màng dễ bị tắc và hư hại do hai nguyên nhân chính là phân cực nồng độ
và màng bị nhiễm bẩn. Cả hai hiện tượng trên đều thể hiện ở sự suy giảm tốc độ lọc của màng
theo thời gian. Tốc độ lọc của màng tỉ lệ nghịch với trở khối, tỉ lệ thuận với áp suất động lực. Áp
suất động lực của một thiết bị màng được thiết kế dễ dàng kiểm soát, suy giảm tốc độ lọc chủ
yếu là do trở khối của màng tăng. Trong trường hợp lý tưởng về mặt vận hành, trở kh ối lọc do
cấu trúc của màng quyết định, hiện tượng tăng trở khối trong vận hành là do các nguyên nhân:
- Trong quá trình lọc, nồng độ chất tan, cặn tăng lên trên bề mặt (hoặc sát bề mặt) lớp màng, lớp
hình thành có mật độ chất tan, cặn cao làm tăng trở khối lọc, giảm tốc độ lọc của màng. Hiện
tượng đó gọi là phân cực nồng độ. Lớp nồng độ đó đôi khi tạo nên cúc trúc gel (tập hợp hạt có
liên kết khá bền) với một độ dày nhất định, đặc biệt khi nước có chứa thành phần protein.
- Trong quá trình lọc, một số chất chui vào mao quản gây tắc, làm giảm tốc độ lọc. Tác nhân gây
nhiễm bẩn, tắc màng gồm nhiều thành phần: dạng hạt không tan (bùn), vi sinh vật, hợp chất hữu
cơ, dầu mỡ, chất kết tủa hình thành trong quá trình lọc qua màng.


~ 13 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Vệ sinh màng để khôi phục lại tốc độ lọc hoặc áp dụng các biện pháp tiền xử lý để tránh (một
phần) là các giải pháp thường được sử dụng.
Tiền xử lý là biện pháp xử lý nước nhằm loại bỏ các yếu tố có khả năng làm bẩn màng. Nước
biển chứa canxi, magie, sunfat và bicarbonat khá cao, khi lọc qua màng thẩm thấu ngược, muối
sunfat, carbonat của canxi va magie có độ tan thấp hình thành, gây tắc màng lọc. Sử dụng
phương pháp trao đổi ion để tách loại các thành phần trên (chi phí không quá cao) là biện pháp
tiền xử lý trước khi sử dụng màng lọc làm ngọt nước.
Khử trùng cho thiết bị màng cũng luôn cần thiết để tránh sự phát triển của vi sinh vật. Tiến
hành khử trùng nước đầu vào bằng biện pháp clo hóa là nhằm mục đích trên. Với màng cellulose
axetat, clo hóa nước đầu vào đủ để kiểm soát vi sinh vật. Với màng polyamid, màng tổ hợp thì
không cần khử trùng cho nước vì nó trơ với vi sinh vật. Biện pháp khử trùng sốc theo chu kỳ với
hóa chất formaldehyd, peroxid hay axit peraxetic cũng là biện pháp chống nhiễm bẩn do vi sinh
vật.
Khi màng bị nhiễm bẩn cần tiến hành làm vệ sinh cho màng. Qui trình cụ thể làm vệ sinh
màng phụ thuộc vào đặc trưng hóa học của nguồn nước cần lọc, vào dạng và bản chất của màng
cũng như dạng gây nhiễm bẩn. Nét đặc trưng chung nhất của kỹ thuật làm vệ sinh màng là quay
vòng dung dịch rửa với tốc độ lớn, tiếp theo là ngâm màng trong dung dịch trong một thời gian
nhất định, tiếp tục quay vòng dung dịch rồi tiếp tục các bước như trên. Dung dịch rửa màng là
các loại: axit, kiềm, chất tẩy rửa, phức chất chelat, sản phẩm đã được pha chế, chất khử trùng.
Dung dịch axit HCl, H3PO4 hoặc citric có tác dụng hòa tan tốt các thành phần cặn lắng
(CaCO3, CaSO4, hydroxit kim loại). Với màng cellulose axetat, dung dịch axit không được có
pH < 2 để tránh quá trình thủy phân màng. Dung dịch axit oxalic rất thích hợp cho hòa tan cặn
chứa sắt. Axit citric có hiệu quả hòa tan thấp đối với muối sunfat canxi, magie và bari, phức chất
EDTA có hiệu quả hơn.
Để làm sạch vi khuẩn, chất bám dính trên mặt màng, dung dịch kiềm kết hợp với chất tẩy rửa
thường được sử dụng. Thêm một vài loại enzym vào dung dịch có tác dụng tẩy rửa tốt một số
loại vi sinh và chất nhiễm bẩn dạng hữu cơ. Các nhà sản xuất màng lớn thường cung cấp kèm
theo chất tẩy rửa màng, chất tẩy rửa được pha chế theo công thức được nghiên cứu phù hợp v ới
nhiều loại nguồn nước và được chỉ định sử dụng cho từng loại màng. Hiệu quả tẩy rửa của các
dung dịch được pha chế thường là cao so với các dung dịch tự pha chế.


Quá trình chuyển khối qua màng.
11. 4.

Tính chất quan trọng nhất của màng là khả năng kiểm soát tốc độ thấm qua màng của các cấu
tử khác nhau. Cho tới nay hai mô hình chuyển khối được sử dụng để mô tả quá trình thấm qua


~ 14 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


màng là: dòng chảy trong mao quản và mô hình hòa tan - khuyếch tán. Hai mô hình trên được
xây dựng phù hợp với độ lớn lỗ xốp của màng, mô hình đầu áp dụng cho màng có lỗ xốp lớn, mô
hình sau thích hợp cho các loại màng có lỗ xốp nhỏ và màng đặc.
Mô hình hòa tan - khuyếch tán được xây dựng trên cơ sở: một chất thấm qua màng trước hết
được hòa tan vào màng, sau đó nó khuyếch tán qua màng theo hướng có nồng độ thấp. Các chất
thấm qua màng có mức độ hòa tan (hấp phụ) khác nhau và khuyếch tán khác nhau là cơ sở để
tách chúng ra khỏi hỗn hợp.
Mô hình dòng chảy trong mao quản được xây dựng trên cơ sở giả thiết có tồn tại một dòng
chảy của chất lỏng trong mao quản của màng. Động lực của dòng chảy chất lỏng chính là sự
chênh lệch áp suất tạo ra sự đối lưu cưỡng bức (quá trình chuyển khối cơ bản: khuyếch tán, đối
lưu được trình bày trong 7. 2. 1. 1) giữa hai đầu màng.
Dòng chảy của chất lỏng q do áp suất được mô tả qua định luật Darcy: dòng chảy trên một
đơn vị tiết diện tỉ lệ thuận với sự chênh lệch áp suất, dp/dx, trên một đơn vị độ dài dọc theo
hướng của dòng chảy:
q = - K. dp/dx (11-6)

K là hằng. dấu âm (-) chỉ hướng dòng chảy từ vùng áp suất cao xuống vùng thấp. Định luật
Darcy mô tả và cho phép tính toán lượng chảy qua một môi trường nào đó. Định luật Darcy chỉ
ứng dụng được cho dòng chảy phẳng, tốc độ chậm, không sử dụng được cho vùng chảy xoáy.
Trong dòng chảy phẳng, cơ chế chuyển động của chất lỏng là quá trình trượt của lớp nước nọ
trên lớp nước kia, thể hiện là tốc độ dòng chảy tỉ lệ nghịch với độ nhớt của chất lỏng. Chú ý tới
tính chất đó, phương trình (11-6) được viết thành:

Ko
q (11-7)
.dp / dx


Trong đó Ko là độ thấm đặc trưng, có đơn vị là bình phương của chiều dài, tính theo đơn vị
darcy (1 darcy = 9,87. 10-9cm2). Phương trình (11-7) được ứng dụng trong kỹ thuật lọc trong đó
có lọc màng.
Một màng lọc thông dụng thường có một độ xốp nhất định, đó là phần thể tích rỗng so với thể
tích tổng của vật liệu. Thể tích rỗng được hình thành từ tập hợp thể tích của từng mao quản với
kích thước (đường kính) hiệu dụng nào đó. Chất lỏng chảy qua màng lọc được xem là tổng dòng
chảy qua từng mao quản. Tốc độ chảy của chất lỏng trong từng mao quản với đường kính là d
được mô tả qua định luật Poiseuille:

 .d 4 dp
Q . (11-8)
128 dx



~ 15 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Mối quan hệ giữa độ thấm đặc trưng Ko của một môi trường lọc với bán kính của mao quản d
và độ xốp  được mô tả qua phương trình Kozeny - Carman:

d 2 . 3
Ko  (11-9)
180(1   ) 2

và tổng dòng chảy qua một môi trường xốp được tính:

3
d2 dp / dx
q (11-10)
. .

180 (1   ) 2



Mô hình dòng chảy trong mao quản có thể ứng dụng đối với màng vi lọc và siêu lọc. Việc tính
toán tốc độ dòng chảy thường vấp phải một số khó khăn sau:
- Tốc độ lọc phụ thuộc rất mạnh vào đường kính của mao quản, độ lớn mao quản của một màng
nào đó không phải là một giá trị xác định mà phân bố trong một khoảng nào đó.
- Độ xốp của màng có thể thay đổi dọc theo chiều dày của lớp màng.
- Trong một số loại màng (gốm, sứ, kim loại) tính chất ―mao quản‖ không thể hiện rõ, một không
gian rỗng có thể bị một phần chất rắn ―chặn‖ trước khi thông qua tới phía đối diện.
Mô hình chuyển khối do cơ chế hòa tan - khuyếch tán được áp dụng có hiệu quả đối với các
màng đặc (kích thước mao quản nhỏ). Theo mô hình trên thì các cấu tử (tan) bị hấp phụ trên vật
liệu màng, sau đó khuyếch tán dọc theo chiều dày của màng về hướng có nồng độ thấp. Mô hình
trên được áp dụng cho các màng thẩm thấu ngược, màng tách khí, tách hơi trên vật liệu polyme.
Hòa tan các chất còn gọi là quá trình hấp thu, khả năng hấp thu của màng đối với một chất tan
được đặc trưng bởi khả năng tương tác của màng và chất tan. Khả năng tương tác càng cao thì
khả năng hấp thu của hệ càng lớn; được đặc trưng bởi hằng số hấp thu Kh có giá trị lớn. Khuyếch
tán của chất tan trong màng là một quá trình khuyếch tán kích hoạt, phụ thuộc vào tương tác của
hệ cũng như cấu trúc xốp của màng.
Độ thấm của màng đặc P trong mô hình hòa tan - khuyếch tán được định nghĩa:

P = Kh D (11-12)

D là hệ số khuyếch tán của chất tan trong màng.
Một trong những ứng dụng thích hợp của mô hình hòa tan - khuyếch tán là cho trường hợp
màng thẩm thấu ngược để làm ngọt nước hoặc tách bất cứ một chất tan nào đó. Quá trình chuyển
khối xảy ra trong màng bao gồm hai dòng: của nước và của chất tan. Khi áp suất động lực lớn
hơn áp suất thẩm thấu, nước bắt đầu chảy từ nơi có nồng độ muối cao sang vùng có nồng độ thấp
và đồng thời cũng xuất hiện dòng vận chuyển của muối theo hướng đó.
Dòng vận chuyển của nước JN tỉ lệ với hiệu số áp suất động lực (p) và áp suất thẩm thấu :



~ 16 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


JN = - A. (p-) (11-13)

A là hệ số thấm của nước qua màng, được tính toán từ quá trình hấp thu (K N) và khuyếch tán
(DN) của nước qua màng [9].

DN .K N
A (11-14)
l.R.T .h
A là hệ số thấm của nước qua màng.
l: độ dày của màng, DN, KN là hệ số khuyếch tán và hấp thu của nước đối với màng. h là một
hệ số đặc trưng cho nước.
Dòng vận chuyển của muối qua màng JM được tính:
JM = B (Co - C1) (11-15)

Co, C1 là nồng độ muối tại hai phía của màng. B là hệ số thấm của muối đặc trưng cho hấp thu
và khuyếch tán của muối trong màng:

DM .K M
B (11-16)
l
DM: hệ số khuyếch tán của muối, KM là hệ số hấp thu của muối trong màng.
Một màng thẩm thấu ngược có hiệu quả cao là màng có giá trị A lớn và B nhỏ.


Ứng dụng quá trình lọc màng trong xử lý nước thải.
11. 5.

Lọc màng bao gồm một khoảng rộng về các quá trình tách chất từ vi lọc cho tới lọc t hẩm thấu
ngược, với kích thước của mao quản từ 10 m (10.000 nm) đến 1 nm.
Quá trình lọc phù hợp với kích thước tương đối của đối tượng lọc được trình bày trong hình
11. 4 [11].




lọc thông
dụng
vi lọc
siêu lọc

lọc thẩm thấu
lọc nano
kích thước
1 m 10 m 100 m
0,1 nm 1 nm mao quản
10 nm 100 nm




~ 17 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Hình 11.41. Các quá trình lọc tương ứng với kích thước mao quản.

Với kích thước của các chất cần lọc, kích thước mao quản của màng lọc cần được chọn lựa
một cách tương ứng, bảng 11. 2 chứa thông tin sơ bộ về các mối tương quan trên.

Hiệu quả tách chất đối với một số đối tượng trong xử lý nước thải của các loại màng khác
nhau được trình bày trong bảng 11. 3.

Bảng 11. 2. Mối quan hệ giữa cấu tử cần tách loại với kích thước của màng lọc.

Chất cần tách Cơ chế tách chất
Kích thước mao
quản (nm)
Khuyếch tán, hòa tan
Ion 1-20
Chất hữu cơ tan Khuyếch tán, hòa tan
5-200
Chất hữu cơ dạng keo Chảy qua mao quản
200-10.000
Keo và huyền phù Chảy qua mao quản
75.000


Bảng 11. 3. Kỹ thuật màng ứng dụng trong xử lý nước thải [11].

Đối tượng vi lọc siêu lọc lọc nano lọc thẩm thấu
ngược
KTT**
Huyền phù rất tốt KTT KTT
K*
Hữu cơ tan rất tốt rất tốt rất tốt
mức độ khá tốt
Hữu cơ bay hơi K kém
(VOC)
Vô cơ tan tốt rất tốt (90-99%)
K K
nhỏ rất cao
Áp suất thẩm Không khá cao
thấu
Áp suất động lực 1-3 3-7 5-10 15-70
(bar)
thành 0,04 -0,40 0,04-0,49 0,04-0,40 0,04-0,40
Giá
(USD/(lit.ngày))
Giá vận hành 0,15 - 1,10 0,15-0,80 0,20-0,80 0,25-0,80



~ 18 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


(USD/m3 đầu
vào)
Ghi chú: KTT - không thực tế. K - không ứng dụng.


Tiêu chuẩn thải cao theo qui định mới của các quốc gia phát triển về hàm lượng cặn, COD,
BOD và đặc biệt là loại vi sinh gây bệnh đã thúc đẩy việc áp dụng kỹ thuật màng vào xử lý nước
thải với tư cách là một đơn vị công nghệ trong hệ thống, đóng vai trò tách các chất trong một hệ
lỏng - rắn - khí. Mục đích trước hết của màng lọc là tách các chất huyền phù, dạng keo, các chất
có phân tử lượng lớn, vi khuẩn.
Mặt khác, tái sử dụng nước thải cũng là đòi hỏi cấp bách đối với nhiều nước. Kỹ thuật màng
lọc cũng là phương tiện tốt để tiệm cận mục tiêu trên. Nước thải có thể quay vòng có nhiều loại
trừ loại có chứa phân. Kỹ thuật màng cho phép tách loại nhiều tạp chất có kích thước khác nhau
nên nó không chỉ sử dụng để tách các chất rắn mà ngay cả các tạp chất tan trong nước và vì vậy
hứa hẹn những triển vọng xử lý các đối tượng nước thải chứa nhiều tạp chất hữu cơ trơ [12, 1 3,
14].
Màng được ghép vào hệ xử lý vi sinh theo hai phương án: ngay trong khối phản ứng và chìm
trong đó (submerged) hoặc trong hệ thống phụ nằm ngoài khối phản ứng (side stream). Màng
chìm hoạt động với áp suất động lực thấp và do vậy tốc độ lọc không cao so với sử dụng hệ
thống phụ. Tuy vậy, màng chìm đỡ bị nguy cơ nhiễm bẩn và ít cần tới các biện pháp vệ sinh
mạnh.
Hệ xử lý vi sinh bao gồm các dạng: huyền phù, cột lọc sinh học, dạng tầng linh động, dòng
liên tục và ngắt đoạn trong môi trường hiếu khí, thiếu khí và yếm khí [12, 16, 17, 18].
Hệ tổ hợp xử lý vi sinh - lọc màng ngoài đạt hiệu quả cao về khả năng tách loại chất rắn còn
có một số ưu điểm:
- Do không phải sử dụng tới quá trình lắng thứ cấp nên có thể duy trì mật độ sinh khối rất cao,
tới 20 - 25 g/l. Mật độ sinh khối cao cho phép giảm đáng kể thể tích của bể phản ứng do thể
tích phản ứng tỉ lệ nghịch với mật độ sinh khối.
- Mật độ sinh khối cao cho phép tăng thời gian lưu tế bào của hệ, thúc đẩy loại vi sinh nitrifier
phát triển và cũng tạo điều kiện thuận lợi cho quá trình khử nitrat, tích lũy photpho của vi sinh
vật với các chất hữu cơ có nguồn gốc phân hủy nội sinh [13, 16, 17, 18].
- Khả năng tách loại các chất hữu cơ dạng trơ trong hệ tổ hợp được cải thiện so với hệ xử lý vi
sinh thông dụng do tăng cường khả năng hấp phụ của bùn.
Tuy có rất nhiều ưu điểm, hệ tổ hợp xử lý vi sinh - lọc màng cũng đối mặt với những khó
khăn về mặt vận hành và giá thành.



~ 19 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


- Giai đoạn cấp oxy cho hệ bùn hoạt tính thường chiếm tới 70% năng lượng sử dụng của hệ xử lý
[19] nên ảnh hưởng quan trọng đến giá thành vận hành. Mật độ vi sinh cao trong hệ xử lý làm
giảm đáng kể hiệu quả hấp thu oxy (quá trình chuyển khối), ví dụ khi tăng mật độ vi sinh từ 7 lên
17 g/l thì hiệu quả hấp thu oxy (tính theo hệ số ) giảm từ 0,7 xuống còn 0,4.
Do mật độ vi sinh cao nên quá trình phân hủy nội sinh diễn ra mạnh hơn, kéo theo đó là mức
độ tiêu thụ oxy tăng (bù lại lượng bùn thải sẽ thấp).
Có rất nhiều phương án được khảo sát để làm tăng hiệu suất sử dụng oxy đối với hệ tổ hợp vi
sinh - lọc màng, thuận lợi hơn cả là sử dụng thiết bị phân phối khí dạng cực mịn [19, 20, 21].
- Tốc độ lọc của màng giảm rất nhanh trong khi vận hành, đạt được tốc độ ổn định sau một chu
kỳ. Ví dụ với màng phẳng polysulphone, kích thước mao quản 0,4 m, tốc độ thấm của màng lúc
đầu là 28 l. m-2. h-1 giảm xuống còn 8 l. m-2. h-1 sau 76 ngày hoạt động. Áp suất động lực cũng
tác động đến mức độ suy giảm tốc độ lọc: tốc độ lọc ban đầu 466 l. m-2. h-1. bar-1 giảm xuống
l. m-2. h-1. bar-1 sau 160 chu trình hoạt động. Hệ lọc màng sử dụng áp suất động lực
đến 133
thấp tỏ ra có hiệu quả hơn về phương diện năng lượng [12].
Vệ sinh màng theo chu kỳ là thao tác không thể thiếu, chu kỳ vệ sinh màng phụ thuộc vào
nhiều yếu tố thuộc bản chất của hệ xử lý cũng như vận hành hệ thống [22, 23, 24].
Với nhiều ưu điểm của hệ tổ hợp vi sinh - lọc màng, kỹ thuật này được áp dụng để xử lý nước
thải sinh hoạt, nước rác [17, 18], nước thải giàu nitơ, photpho [16, 25, 26, 27], các loại nước thải
khác như dệt nhuộm [28] hoặc nâng cấp hệ thống xử lý nước thải giấy [29].




~ 20 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Hệ xử lý tự nhiên.
12
Trong môi trường tự nhiên, các quá trình vật lý, hóa học, sinh học xảy ra đồng thời do tương
tác của các yếu tố: nước, đất, thực vật, vi sinh vật, khí quyển.
Các quá trình xảy ra trong tự nhiên liên quan đế hiện tượng xử lý các chất gây ô nhiễm đã
được thiết lập và tồn tại hàng triệu năm trước, rất xa trước khi con người ý thức được và chủ
động giải quyết vấn đề.
Các quá trình xảy ra trong tự nhiên bao gồm nhiều quá trình đã được sử dụng trong công nghệ
xử lý nước thải như lắng, lọc, oxy hóa - khử, hấp phụ, trao đổi ion, chuyển hóa sinh hóa và các
quá trình đặc thù như quang hợp, oxy hóa quang hóa và hấp thu của thực vật. Đặc điểm nổi bật là
trong các hệ tự nhiên, tốc độ của một quá trình xảy ra chậm nhưng đồng thời ngay trong một hệ
sinh thái, khác với các hệ nhân tạo là phần lớn các quá trình đơn lẻ (đơn vị công nghệ) xảy ra
riêng biệt, kế tiếp nhau trong một vùng không gian giới hạn; tốc độ quá trình được thúc đẩy
thông qua tăng cường năng lượng cho hệ xử lý.
Các nước công nghiệp phát triển với tiềm năng kinh tế hùng mạnh đã chi phí nguồn tiền
khổng lồ để xử lý nước thải trong thời gian vài thập kỷ qua bằng cách đầu tư vào xây dựng các
kênh dẫn nước thải, xây dựng hệ thống xử lý nước thải tập trung, luôn đầu tư nâng cấp các hệ
thống đang hoạt động nhằm đáp ứng tiêu chuẩn thải ngày càng được qui định ngặt nghèo hơn.
Tuy nhiên, các hệ thống xử lý đã được xây dựng và nâng cấp có khả năng xử lý hợp chất nitơ,
photpho cũng không nhiều, và đó chính là lý do thường xuyên gây ra hiện tượng phú dưỡng
trong môi trường nước mặt hay sự lây nhiễm trong nước ngầm.
Tình trạng ô nhiễm ở các nước đang phát triển có thu nhập thấp, nơi khoảng 90% dân số thế
giới đang sống, còn nghiêm trọng hơn do thiếu tiền đầu tư, cơ sở hạ tầng kém hoàn thiện, nhân
thức có giới hạn mà tốc độ đô thị hóa lại cao. Một trong những giải pháp có thể lựa chọn cho
những nước nghèo là tận dụng các hệ tự nhiên để xử lý nước thải do chi phí không quá cao và
phần lớn có khí hậu ấm áp thích hợp với các quá trình tự nhiên.
Hệ xử lý tự nhiên cũng được các nước công nghiệp sử dụng khá rộng rãi để xử lý nước thải,
đặc biệt đối với vùng nông thôn, cụm dân cư nhỏ, chính họ là những người đi tiên phong trong
lĩnh vực này [1, 2, 3, 4, 5]. Chẳng những các nước phát triển, cả các nước đang chậm phát triển
cũng rất quan tâm đến các hệ xử lý tự nhiên vì nó giảm bớt được đầu tư mà còn kết hợp với sản
xuất sạch, tạo ra các sản phẩm hữu ích kết hợp với bảo vệ môi trường trên quan điểm ―hệ tổ hợp‖
(integrated system) [6, 7, 8, 9, 10].



~ 21 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Hệ xử lý tự nhiên bao gồm hai phạm trù chính có liên quan đến môi trường đất và môi trường
nước hoặc kết hợp cả hai.
Quá trình xử lý liên quan đến đất gồm: lọc nhanh, lọc chậm, chảy tràn. Hệ xử lý liên quan đến
môi trường nước là các vùng nước tự nhiên hoặc nhân tạo và hệ thực vật sống trong đó.
Những đặc trưng chủ yếu liên quan đến hệ xử lý tự nhiên được trình bày trong các phần tiếp
theo.


Hệ xử lý tự nhiên và đặc trưng.
12. 1.

Hệ xử lý tự nhiên liên quan đến xử lý nước thải bao gồm các quá trình lọc nhanh, lọc chậm,
chảy tràn, diễn biến xảy ra trong các vùng đất ướt và hoạt động của vi sinh vật, thực vật trong
các môi trường đó. Đặc điểm rất quan trọng là trong một hệ sinh thái, các quá trình trên xảy ra
đồng thời, tương tác lẫn nhau và có thể thúc đẩy hay hạn chế chúng thông qua các tác động chủ
quan của con người.
Trước khi con người biết áp dụng hệ tự nhiên để phục vụ mục đích làm sạch nước thải thì quá
trình tự nhiên đó đã diễn ra một cách ―tự phát‖ do mục đích tối hậu là ―c ân bằng sinh thái‖, sự
tác động thêm của con người không phải là sự ―tạo ra‖ mà chỉ là sự ―thúc đẩy‖ thêm tự nhiên
―tăng tốc‖ phục vụ nhu cầu mà nguyên nhân do chính mình gây ra, và mong muốn đó chỉ có thể
thực hiện được khi sự hiểu biết cần phải không quá thấp so với diễn biến thực tại.
Xử lý nước thải trên nền đất đã được người Mỹ và Châu Âu vận dụng từ thế kỷ 19 [11]. (Mỹ,
Canada, Anh, Pháp, Đức...) được hệ thống hóa từ giữa thế kỷ 20 dưới dạng: nước tưới cây, nước
canh tác, chuyển thành nước ngầm, đồng nghĩa với việc tái sử dụng nguồn tài nguyên mà sự
thiếu hụt của nó đối với cuộc sống luôn là mối đe dọa đối với nhiều vùng dân cư.
Hệ xử lý nước thải tự nhiên liên tục tăng theo thời gian để phục vụ các cụm dân cư nhỏ sống ở
vùng nông thôn. Hệ được sử dụng nhiều và ưa chuộng là hệ xử lý nhân tạo phối hợp với cây
trồng nửa ngập nửa nổi hoặc thực vật nổi.


Phương pháp lọc.
12. 2.

Nước thải được sử dụng để tưới cho đất canh tác nhằm hai mục tiêu: xử lý nước thải và cung
cấp nước cho cây trồng. Nước tưới được bốc hơi hoặc thấm theo chiều ngang hoặc chiều dọc qua
tầng đất. Nước dư chảy tràn thường được thu gom lại và tiếp tục tưới. Nước thải được xử lý khi
thấm qua tầng đất lọc. Trong phần lớn các trường hợp, nước thấm sẽ tiếp cận đến tầng nước
ngầm, trong một số trường hợp khác sẽ nhập vào nguồn nước mặt nào đó hoặc được thu hồi
thông qua hệ thu nước đặt phía dưới hoặc các giếng thu nước.


~ 22 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Tốc độ tưới, chọn lọc loại cây trồng và chế độ canh tác là các yếu tố được sử dụng để thiết kế
hệ xử lý lọc.
Thiết kế hệ xử lý lọc được tiến hành theo hai bước: sơ bộ và chi tiết.
Thiết kế sơ bộ được tiến hành khi điều tra được chất lượng, đặc trưng của nước thải và luật
môi trường liên quan. Các bước thiết kế quan trọng của quá trình lọc chậm cùng với các quá
trình khác được liệt kê và so sánh trong bảng 12. 1.


Đánh giá và lựa chọn vị trí.
Những đặc trưng của đất trong vị trí được chọn cần được đánh giá bao gồm: pH, khả năng
trao đổi ion, độ dẫn điện, độ thấm, độ sâu của tầng nước ngầm, độ dốc, mục đích sử dụng đất,
chế độ thủy văn. Trong đó độ thấm, độ sâu của tầng nước ngầm, lớp đất chống thấm là những
đặc trưng quan trọng nhất khi lựa chọn vị trí. Mức độ thấm theo chiều dọc (xuống) dưới điều
kiện bão hòa của lớp đất có độ thấm chậm nhất là yếu tố quyết định mức độ tải lượng tư ới và
chọn lựa loại cây trồng trên đó cũng như lựa chọn hệ phân phối nước.
Đất có độ thấm 5 - 50 mm/giờ là môi trường thích hợp cho hệ lọc chậm do đảm bảo được sự
hài hòa giữa khả năng thoát nước và lưu giữ được tạp chất trong nước. Mức độ thấm của đất liên
quan đến cấu trúc xốp của đất, đất cát có độ xốp lớn, đất sét có độ thấm nhỏ. Một cách thô thiển,
đất có thể chia làm hai loại chính: đất khoáng hóa và đất mùn. Đất khoáng là loại có khối lượng
riêng khá cao, 1 - 1,8 kg/l, hàm lượng carbon trong đất thấp hơn 10%. Đất mùn có khối lượng
riêng thấp ( < 0,3 kg/l), hàm lượng carbon cao (10 - 50%). pH của đất khoáng nằm trong vùng từ
chua đến kiềm, của đất mùn là từ chua đến trung tính [12]. Đất có tính thấm chậm liên quan đến
thành phần sét trong đó hoặc do lớp lót bê tông bên dưới. Đất có tính thấm nhỏ thích hợp cho xử
lý nước nhưng với năng suất thấp và khó chăm sóc, quản lý thực vật sống trên đó. Đất có tính
thấm nhỏ thích hợp hơn cho quá trình xử lý kiểu chảy tràn.

Bảng 12. 1. Các bước trong thiết kế hệ xử lý tự nhiên [11].

Lọc chậm Lọc nhanh Chảy tràn Hệ nhân tạo
thực vật nổi
1. Đánh giá, 1. Đánh giá, 1. Đánh giá, 1. Đánh giá,
chọn vị trí chọn vị trí chọn vị trí chọn vị trí
2. Xác định mức 2. Xác định mức 2. Xác định mức 2. Xác định mức
độ tiền xử lý độ tiền xử lý độ tiền xử lý độ tiền xử lý
3. Phương 3. Chọn cách 3. Chọn cách 3. Chọn thực
pháp thu hoạch phân bố phân bố vật và quản lý


~ 23 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


4. Chọn hệ 4. Xác định mức 4. Xác định 4. Xác định
phân bố tải thủy lực thông số thiết kế thông số thiết kế
5. Xác định 5. Xác định chu 5. Xác định 5. Biện pháp chống
mức chịu tải trình hoạt động nhu cầu lưu giữ truyền nhiễm
6. Xác định diện 6. Xác định diện
6. Xác định diện 6. Thiết kế chi
tích đất sử dụng tích đất sử dụng
tích đất sử dụng tiết hệ xử lý
7. Xác định thể 7. Thiết kế diện 7. Xây dựng 7. Nhu cầu
tích lưu trữ tích lọc các thành phần quan trắc
của hệ
8. Nhu cầu về 8. Thiết kế hệ 8. Lựa chọn
quan trắc gom nước thực vật
9. Xác định 9. Thiết kế chi
nhu cầu lưu giữ tiết hệ xử lý
10. Nhu cầu 10. Nhu cầu
quan trắc quan trắc


Đất mùn có độ thấm cao cho phép tưới lượng nước lớn, khả năng giữ ẩm thấp và gây khó
khăn cho trồng trọt. Loại đất này thích hợp cho quá trình lọc nhanh mặc dù có một số loại thực
vât có rễ dài sống được ở trên đó. Khả năng xử lý nước thải của đất xốp thấp, muốn tăng cường
khả năng xử lý thì phải hạn chế tải lượng thủy lực trên cơ sở các thông số thiết kế chứ không dựa
trên độ thấm của đất. Tầng đất ngăn cách đến tầng nước ngầm cũng cần phải đủ lớn để có thể lưu
giữ tạp chất cần xử lý trong nước thải, lưu giữ vi sinh vật và cho rễ cây phát triển. Độ dày của
tầng đất cần tối thiểu 0,9 - 1,2 m và cao hơn đối với thực vật có rễ ăn sâu. Với các tầng đất không
đủ dày cần phải bố trí hệ thu nước ngầm.
Đất có giá trị pH thấp hoặc cao, độ dẫn lớn sẽ hạn chế sự phát triển của thực vật. Những vùng
đất đó có thể cải tạo hoặc chọn các loại cây thích hợp để trồng trên đó.
Độ dốc cho vùng đất trồng trọt nên thấp hơn 15o, nếu dốc hơn nên trồng cỏ. khu đất dốc hơn
40o trồng cây lấy gỗ cũng có thể tưới nước thải bằng vòi phun.
Vùng đất thích hợp cho lọc chậm là vùng không bị úng ngập và không nằm trong qui hoạch
cho mục đích sử dụng công cộng.

Lựa chọn cây trồng.
Cây trồng được lựa chọn theo các tiêu chí sau: khả năng hấp thu dinh dưỡng cao (N, P), khả
năng tích lũy nước lớn, chịu được điều kiện ẩm cao trong đất, ít nhạy cảm với các thành phần


~ 24 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


hóa học trong nước thải, tốc độ phát triển nhanh và ít cần chăm sóc. Thực vật đáp ứng được các
tiêu chuẩn trên bao gồm một số loại cỏ làm thức ăn gia súc, cỏ râm gốc, một số loại cây và cây
trồng trọt. Cây cỏ thường được sử dụng là các loại: cây sậy, cỏ đuôi trâu, cỏ lúa mạch, cỏ mạch
Italia. Cây thân cứng thường dùng thường là họ trung gian giữa loại gỗ cứng và gỗ thông như
cây bông, cây sung dân, ngô đồng, dâu đen, thông trắng, châu chấu đen. Cây trồng trọt chỉ nên
sử dụng khi vùng đất có thể dễ tháo cận, lớp nước ngầm nằm sâu hơn rễ cây trồng, ví dụ cây ngũ
cốc, đại mạch, lúa miến hay cây milo. Trong các tiêu chí lựa chọn loại thực vật, tiêu chí cần ưu
tiên là khả năng hấp thu dinh dưỡng, khả năng tiêu thụ nước và mức độ chịu mặn của cây trồng.
Khả năng hấp thu dinh dưỡng không phải là một giá trị cố định, nó phụ thuộc vào tuổi cây
trồng, loại cây trồng và thành phần hóa học của sản phẩm thu hoạch cũng như khí hậu địa
phương. Khả năng tiêu thụ nước được hiểu là khả năng thoát - bốc hơi nước, phụ thuộc vào các
giai đoạn cây trồng phát triển, độ ẩm của đất, nhiệt độ, độ ẩm của môi trường. Mức độ bốc hơi
tổng thể còn phụ thuộc vào mật độ cây trồng.
Nước thải thường có độ muối (độ khoáng hay độ dẫn điện do sự có mặt của các ion trong
nước) cao hơn trong nước tưới tiêu. Vùng đất lọc vì vậy cần được quản lý bằng cách rửa mặn
thích hợp hoặc được trồng các loại cây có khả năng chịu được muối.

Biện pháp chuẩn bị.
Lọc qua đất trồng thực vật chỉ được xem là một đơn vị công nghệ của một hệ thống xử lý, để
có thể đạt được hiệu quả cần phải ghép thêm các giai đoạn xử lý khác. Tiền xử lý hay các bước
chuẩn bị khác cũng phải hướng đến mục đích bảo vệ cộng đồng do sự có mặt của hệ xử lý, xử lý
mùi hôi sinh ra, bảo vệ nguồn đất, nguồn nước, tài nguyên của khu vực xung quanh.
Đối với hệ thống lọc không tái sử dụng trực tiếp nước đã qua xử lý, biện pháp chuẩn bị ít
phức tạp: đảm bảo sức khỏe cộng đồng, ngăn ngừa mùi hôi. Giải pháp tối thiểu cho phương án là
lọc rác và lắng cặn trước khi áp dụng giai đoạn lọc chậm.
Trong trường hợp nước thải sau lọc được sử dụng lại trực tiếp thì các bước chuẩn bị cần kỹ
càng và đòi hỏi cao hơn. Ví dụ nước sau xử lý được sử dụng để tưới thì cần phải đáp ứng tiêu
chuẩn tưới được nhà nước qui định. Qui định này ở các quốc gia khác nhau và từng loại cây
trồng là khác nhau, ví dụ loại thực phẩm có thể ăn tươi (dưa chuột, cà chua...) đòi hỏi nước tưới
phải đảm bảo tiêu chuẩn đạt mức độ xử lý cấp hai, cấp ba và được khử trùng.

Phân bố nước.
Phân bố nước thải cho qua trình lọc là yếu tố cần phải tính tới đầu tiên, đặc biệt khi sử dụng
nước sau lọc để tưới tiêu vì nó liên quan đến lượng nước cần sử dụng. Hệ thống phân bố nước có
thể tạm chia làm ba dạng: tưới phun, tưới nhỏ giọt, tưới theo luống (rãnh). Mỗi phương pháp có
thể sử dụng nhiều thiết bị hay dụng cụ khác nhau.


~ 25 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Tưới phun là kỹ thuật thông dụng nhất đối với hệ lọc chậm, thích hợp với nhiều loại đất, điều
kiện địa hình và nhiều loại cây trồng. Hệ thống tưới phun có thể được đặt trực tiếp trên nền đất
hoặc được gắn cố định tại một vị trí nào đó.
Hệ tưới bao gồm đường ống dẫn nước và vòi phun nước được gắn dọc theo ống dẫn, ống dẫn
nước nhánh được nối với ống dẫn chính. Hệ tưới phun thích hợp cho cả vùng đất trồng và cây
lấy gỗ. Tuy có giá thành không cao nhưng hệ tưới phun dễ bị hư hỏng và phải tháo dỡ khi thu
hoạch cây trồng.
Hệ tưới phun cố định có giá thành cao hơn nhưng tiện lợi hơn khi áp dụng kỹ thuật tự động
hóa.
Tưới theo luống hoặc be bờ là sử dụng lớp nước nông được giới hạn bởi các luống đất hoặc
bờ, nước được thấm từ trên xuống.
Hệ tưới nhỏ giọt gồm hệ ống dẫn nước và các vòi phun nhỏ được gắn gần vị trí cần tưới. Do
lỗ phun nhỏ nên nước tưới cần phải chứa ít cặn. Hệ này ít được sử dụng cho công nghệ lọc chậm.

Tải lượng thủy lực.
Tải lượng thủy lực được định nghĩa là thể tích nước tưới tính trên đơn vị diện tích và thời
gian. Đơn vị thời gian có thể tính theo tuần, tháng hoặc theo năm.
Với hệ thống xử lý không thu hồi nước thì các đặc trưng dùng để tính toán là khả năng thấm
của đất và khả năng hấp thu đạm của cây trồng đối với nước thải sinh hoạt. Đối với nước thải
công nghiệp cần phải để ý thêm tới các yếu tố: hàm lượng chất hữu cơ, độ muối và kim loại
nặng.
Tải lượng thủy lực L được tính dựa trên tốc độ bốc hơi qua cây trồng (ET - evapotranspiration),
lượng mưa (P) và tốc độ thấm nước W.
L = ET + W - ET (11-1)
Lượng nước bốc hơi tính trung bình theo thời gian tháng của một loại cây trồng nào đó. Giá
trị ET có thể tra cứu từ tài liệu. Lượng mưa có thể tham khảo từ chế độ thủy văn của địa phương
có chú ý đến mùa mưa và mùa khô trong năm. Tốc độ thấm được lựa chọn là vào khoảng 2 - 6%
tốc độ thấm của lớp đất phía trên có chiều cao 2,5 m tính theo ngày. Thời gian nghỉ tưới nước
dành cho việc thu hoạch cây trồng.
Trong trường hợp nước sau lọc thâm nhập vào tầng nước ngầm sử dụng cho sinh hoạt thì thiết
kế hệ xử lý sẽ đòi hỏi chất lượng về phương diện hợp chất nitơ trong nước thải phần nhiều được
tách loại thông qua quá trình hấp thu của thực vật, quá trình nitrat hóa - khử nitrat đóng góp
không nhiều.
Trong trường hợp sử dụng nước để tưới tiêu thì lưu lượng lọc sẽ bao gồm các thành phần: cần
để tưới, lượng nước bốc hơi của cây trồng được tưới, tốc độ thấm của vùng đất canh tác, chế độ


~ 26 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


mưa của địa phương. Đối với các vùng đất khô cằn lượng nước bốc hơi khá lớn lượng nước thấm
cao (có thể chiếm 10 - 25% nước tưới).
Tính toán diện tích đất sử dụng cho quá trình lọc chậm, bố trí hệ thống thu gom và tích trữ
nước sau lọc, biện pháp kiểm soát nước chảy tràn được trình bày trong các tài liệu chuyên sâu [11,
13, 14, 15].
Lọc nhanh về nguyên tắc cũng không khác nhiều so với lọc chậm, khác nhau về tốc độ lọc và
một số đặc trưng liên quan đến lọc nhanh.
Tốc độ lọc nhanh khá cao, được thực hiện với lớp đất lọc có tốc độ thấm không thấp hơn 25
mm/giờ. Lớp đất lọc thích hợp là cát, đất pha cát và đất sỏi. Sỏi và cát thô ít thích hợp hơn do tốc
độ lọc quá nhanh. Tầng lọc không nên quá nông, tốt nhất là dày hơn 3 m. Nếu tầng lọc nông hơn
thì cần bố trí hệ gom nước chu đáo. Bề mặt lớp lọc có thể để tràn, nhưng tốt hơn nên trồng thực
vật trên đó, ví dụ các loại cỏ, cây để tránh xói mòn đất và tăng cường hoạt động của tập đoàn vi
sinh vật.
Trước khi tiến hành lọc, nước thải cần được xử lý sơ bộ để tách một phần cặn không tan nhằm
giảm bớt quá trình tắc và gây mùi hôi thối do chất rắn phân hủy.
Phân phối nước lọc theo kỹ thuật lọc nhanh có thể thực hiện theo hai phương thức: phun hoặc
phủ ngập nước. Tưới phun chỉ sử dụng khi không thể thực hiện giải pháp phủ ngập nước do yếu
tố địa hình hoặc do giá thành xây dưng rẻ hơn.
Lọc nhanh tiến hành theo phương thức ngập nước được thực hiện bằng cách chia diện tích lọc
thành những ô nhỏ có cùng cao độ. Nước được phân bố vào các ô theo chênh áp thủy lực hoặc
bằng hệ thống ống dẫn.
Lọc nhanh được tiến hành theo chu kỳ, có giai đoạn phơi khô nhằm phục hồi độ thoáng khí
của lớp lọc và vì vậy tính toán tải lượng lọc theo thời gian cần phải bao quát yếu tố chu kỳ.
Cơ chế tách loại hợp chất nitơ từ nước thải trong kỹ thuật lọc nhanh chủ yếu do quá trình khử
nitrat và một phần do thực vật hấp thụ.
Chất hữu cơ trong nước thải được xử lý chủ yếu qua quá trình vi sinh hiếu khí hoạt động trong
tầng đất lọc. Nếu nồng độ chất hữu cơ quá cao, vi sinh vật phát triển mạnh thì sẽ xảy ra hiện
tượng hình thành lớp màng vi sinh có khả năng gây tắc dòng lọc và xảy ra quá trình phân hủy
yếm khí các chất hữu cơ nằm sâu dưới lớp mặt lọc. Vì lý do đó, tải lượng chất hữu cơ chỉ hạn
chế trong một khoảng nào đó, không vượt quá 150 kg. ha-1. d-1 hoặc 0,25 m3. m-2 đối với nước
thải sinh hoạt [16, 17].
Tách loại hợp chất photpho từ nước thải được thực hiện thông qua quá trình hấp phụ và kết
tủa trong hệ lọc nhanh.




~ 27 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Xử lý hợp chất dinh dưỡng trong hệ ngập nước.
12. 3.

Hệ ngập nước được định nghĩa là diện tích luôn chứa nước tồn tại trong tự nhiên hoặc nhân
tạo: ao, hồ, vùng ngập nông. Sử dụng hệ ngập nước để xử lý nước thải là kỹ thuật xử lý có giá
thành thấp trong điều kiện tự nhiên phù hợp hoặc nơi đất đai có giá thành thấp. Hệ ngập nước sử
dụng để xử lý nước thải có thể còn đóng vai trò sinh cảnh cho động vật hoang dã và nguồn tích
trữ nước. Thực vật nuôi trồng trong hệ ngập nước có tác dụng xử lý nước thải và là nguồn sinh
khối có khả năng tận dụng cho một số mục đích khác nhau, ví dụ làm thức ăn cho vật nuôi,
nguyên liệu sợi hoặc phân bón hữu cơ. Hệ xử lý ngập nước có thể trở thành một bộ phận của một
hệ tổ hợp (integrated system) cho một ngành nghề sản xuất: nuôi trồng thủy sản, vườn - ao -
chuồng, canh tác [18, 19, 20] hoặc là hệ xử lý tiếp của các quá trình xử lý thứ cấp trước đó nhằm
tăng cường chất lượng của nguồn thải [21, 22]. Hệ xử lý ngập nước có thể phân thành các dạng
chính là: nguồn nước có nuôi trồng thực vật nổi và thực vật chìm trong nước, nuôi loại thực vật
nửa nổi nửa chìm (rễ bám trong đất, thân và lá nằm trong nước và không khí).
Đặc trưng cơ bản của nguồn nước là chảy tự do trên bề mặt, tức là nguồn nước mặt, khác với
hệ lọc là nước thấm vào (qua) tầng đất, tức là đã trở thành nước ngầm.
Thực vật sử dụng trong ao hồ là loại nổi trên mặt nước như bèo tây, bèo hoa dâu, bèo tấm; tảo
các loại. Một số loại rong, rêu có rễ bám trong bùn, thân và lá nằm trong nước. Trong một số
vùng nước nông hoặc ven bờ, lau, sậy, cỏ có rễ bám trong bùn, một phần thân nằm trong nước và
lá trong không khí. Sú, vẹt trong các vùng ngập mặn cũng có hình thức tồn tại tương tự.
Ao, hồ xử lý nước thải có thể là dạng tự nhiên hoặc do xây dựng có chủ định. Mức nước trong
ao hồ xử lý nằm trong khoảng 0,4 - 2 m, thường gặp là khoảng 1 m.
Tác dụng xử lý dinh dưỡng của các vùng ngập nước là: hấp thu do thủy thực vật, hoạt động
của vi sinh vật, một số phản ứng hóa học. Các cơ chế xử lý dinh dưỡng trên có tác động tương
tác lẫn nhau và xảy ra đồng thời trong hệ nhưng với tốc độ biến động khá mạnh theo chu kỳ thời
gian.
Thủy thực vật sử dụng cần có những tiêu chí sau để lựa chọn:
- Hiệu suất sinh khối (sản lượng lớn).
- Khả năng tích lũy dinh dưỡng cao.
- Có khả năng vận chuyển oxy từ không khí vào môi trường đất và nước.
- Dễ thu hoạch.
- Phát triển tốt trong các điều kiện thời tiết.
Ngoài khả năng hấp thu dinh dưỡng từ nước thải, các loại thủy thực vật còn đóng vai trò chất
mang của vi sinh vật và nhờ tương tác giữa thực vật với vi sinh để tăng cường hiệu quả xử lý các
chất gây ô nhiễm.


~ 28 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Trong các vùng ngập nước, hàm lượng oxy hòa tan tương đối cao do mật độ vi sinh vật tiêu
thụ oxy thấp, oxy được tạo ra do quá trình quang hợp của tảo và các loại thủy thực vật, do oxy
thấm từ khí quyển qua quá trình khuyếch tán và chuyển khối cưỡng bức (gió, sóng). Trong lớp
đất bùn, hàm lượng oxy thấp hơn do nguồn cung cấp bị hạn chế và do vi sinh vật hoạt động
mạnh. Trong lớp đất hình thành hai vùng rõ rệt theo chiều sâu: lớp trên có nồng độ oxy lớn (lớp
hiếu khí) và lớp phía dưới có ít hoặc không có oxy (lớp yếm khí). Thực vật loại nửa chìm nửa
nổi có ảnh hưởng đến hành trạng của lớp đất này. Thực vật hấp thụ oxy qua lá, vận chuyển đến
từng bộ phận của cây cho quá trình hô hấp của tế bào. Mức độ vận chuyển oxy trong thân cây
được dễ dàng hơn trong các loại cây có độ xốp cao (cây thân bấc). Lượng oxy dư thừa cho hô
hấp của tế bào rễ được thải ra môi trường nước đối với thực vật nổi và vào lớp bùn đối với thực
vật nửa chìm nửa nổi tạo ra vùng đất hiếu khí xung quanh rễ. Điều kiện hiếu khí trong vùng thúc
đẩy quá trình oxy hóa các hợp chất hóa học: sunfua hydro, sắt (II), mangan (II), thúc đẩy hoạt
động của vi sinh vật hiếu khí (oxy hóa chất hữu cơ và amoni).
Thực vật nổi vận chuyển oxy qua rễ vào nước chỉ có ý nghĩa trong trường hợp rễ của chúng
đủ dài, ví dụ trong trường hợp của bèo tây hoặc cây đồng tiền nước (pennywort) vì lớp nước sát
bề mặt thường giàu oxy hơn lớp nước sâu.
Bèo tây có khả năng cung cấp 55 mg O2/g rễ trong ngày, đồng tiền nước cung cấp oxy còn lớn
hơn, tới 112 mg/g rễ trong ngày. Loại cây nửa nổi nửa chìm có khả năng cấp oxy từ 4 - 37 mg/g
rễ trong ngày [23].
Khả năng tách loại dinh dưỡng của thủy thực vật phụ thuộc vào tốc độ tạo thành sinh khối,
thành phần của nước thải, độ sâu của lớp nước, đặc trưng của lớp đất bùn, khả năng nhả oxy của
bộ rễ, mật độ nuôi trồng thực vật, chu kỳ thu hoạch và thời tiết.
Mức độ tích lũy dinh dưỡng trong tế bào thực vật được quyết định bởi tốc độ tăng trưởng sinh
khối và thành phần dinh dưỡng (N, P) trong tế bào thực vật. Bảng 12. 2 ghi sản lượng của một số
cây trồng, hàm lượng protein thô trong sản phẩm và sản phẩm thu hoạch tính theo protein (tính
theo khối lượng khô trên một đơn vị ha, trong thời gian một năm).

Bảng 12. 2. Sản lượng và thành phần đạm của một số cây trồng [6]

Loại cây Sản lượng Sản lượng protein
Protein thô
(t/ha/năm) (kg/ha/năm)
(%)
Bèo tấm 17,60 37 6510
Đậu tương 1,59 41,7 660
Hạt bông 0,76 24,9 190
Lạc 3,12 23,6 380 - 740


~ 29 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Cỏ Alfalfa 4,37 - 15,69 15,9 - 17,0 690 - 2670


Bảng 12. 2 cho thấy bèo tấm là loại thực vật có sản lượng cao và thành phần đạm trong đó
cũng rất cao, vì vậy nó có thể được dùng làm thức ăn cho gia súc, gia cầm và một số loại cá. Đặc
trưng trên của bèo tấm chứng tỏ tiềm năng tách loại dinh dưỡng từ nước thải. So sánh khả năng
hấp thu N, P của một số loại thực vật ở nhiều địa phương khác nhau được ghi trong bảng 12. 3.

Bảng 12. 3. Khả năng hấp thu N, P của một số loại thủy thực vật nổi [6] (giá trị trong ngoặc là
số liệu về mùa đông).

Tốc độ hấp thụ (g. m-2/ngày)
Địa phương loại thực vật
N P
Florida USA bèo tây 1,30 (0,25) 0,24 (0,05)
rau diếp nước
Florida USA 0,99 (0,26) 0,22 (0,07)
Đồng tiền nước
Florida USA 0,37 (0,37) 0,09 (0,08)
Lemna sp (bèo tấm)
USA 1,67 0,22
Ấn Độ Lemna sp 0,50 - 0,59 0,14 - 0,30
Louisiana USA Bèo tấm 0,47 0,16
Spirodela (bèo tấm)
Bangladesh 0,26 0,05


Thành phần nước thải cũng ảnh hưởng đến năng suất cây trồng và hàm lượng protein trong
sản phẩm (bảng 12. 4).

Bảng 12. 4. Sản lượng bèo tấm (các loài) sinh trưởng trong các loại nước thải [6].

Môi trường nước Sản lượng
Loài Protein
(tấn khô/ha/năm) thô (%)
S. polyrrhiza Nước thải sinh hoạt 17 - 32 -
Nước sau xử lý yếm khí
L. minor 10,7 28,9
Nước cống sau tiền xử lý
L. gibba 55 30
Nước thải sinh hoạt
L. gibba 10,9 - 54,8 30 - 40
S. polyrrhiza




~ 30 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


L. perpusilla Nước thải từ bể phốt 9,2 - 21,4 24 - 28

W. arrhiza
Nước thải sinh hoạt
Lemna spp 27 37
S. polyrrhiza Nước thải sinh hoạt 17,6 - 31,5 30


Tốc độ phát triển của cây trồng, ngoài điều kiện dinh dưỡng (N, P, K, vi lượng) còn phụ thuộc
vào nguồn carbon từ khí carbonic, khả năng quang hợp của chúng vào điều kiện nhiệt độ. Nhiều
loại cây trồng chỉ sinh trưởng và phát triển ở mùa hè, thậm chí lụi tàn về mùa đông, sự sống chỉ
tồn tại trong bộ rễ để rồi phát triển trở lại khi có điều kiện đáp ứng.
Thực vật nửa chìm nửa nổi mọc khá phổ biến tại các dẻo đất ven bờ ao, hồ, có nhiều cây
thuộc loại lưu niên, tốc độ tăng trưởng sinh khối và tích lũy dinh dưỡng cao. Loại thực vật nửa
chìm nửa nổi thường sử dụng để xử lý gồm: cỏ đuôi mèo, cây sậy, cây cỏ nến [12, 23, 24]. Các
loại thực vật trên phân bố rộng ở các vùng khí hậu. Về mùa đông phần thân trên thường bị chết,
phần thân gốc và rễ tích lũy năng lượng để tiếp tục phát triển khi vào xuân.
Thực vật nửa chìm nửa nổi có khả năng sinh trưởng và phát triển trong nhiều loại đất và nước
thải. Đặc trưng của đất và nước thải ảnh hưởng đến thành phần dinh dưỡng trong tế bào thực vật.
Chu kỳ thu hoạch sinh khối cũng ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý nước thải: thu hoạch sớm làm
giảm hiệu quả vì thực vật có kích thước lớn có khả năng hấp thu dinh dưỡng mạnh, thu hoạch
muộn cây sẽ già, chết, phân hủy sẽ trả lại dinh dưỡng và chất hữu cơ về môi trường nước và đất.
Thực vật thu hái được có thể sử dụng làm thức ăn cho động vật, làm phân hữu cơ hay sản xuất
khí đốt.
Ngoài cơ chế hấp thu dinh dưỡng để tạo ra sinh khối, tách loại các chất ô nhiễm còn được
thực hiện thông qua một số cơ chế khác.

Xử lý chất hữu cơ.
Chất hữu cơ được chuyển hóa thông qua các quá trình: yếm khí, thiếu khí và hiếu khí.
Vai trò của thủy thực vật là vật mang cho các loại vi sinh vật, chúng phân hủy các chất hữu cơ
theo các cơ chế tương ứng với điều kiện môi trường. Do được cung cấp oxy từ thực vật, vi sinh
vật hiếu khí có điều kiện phát triển tốt hơn so với các vùng thiếu oxy, khi đó mật độ vi sinh các
loại là không đều nhau trong môi trường nước và đất.

Xử lý hợp chất nitơ.
Ngoài khả năng hấp thu hợp chất nitơ của thực vật, các quá trình có liên quan đến tách loại
hợp chất nitơ gồm: nitrat hóa, khử nitrat và bay hơi amoniac vào khí quyển. Nitrat hóa xảy ra
trong ao hồ nuôi thực vật, phụ thuộc vào mật độ của chúng, các điều kiện khác (oxy, độ kiềm) là


~ 31 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


yếu tố ít bị hạn chế. Nhìn chung, mật độ vi sinh tự dưỡng trong diều kiện bình thường không cao.
Quá trình khử nitrat xảy ra chỉ trong điều kiện thiếu oxy, trong lớp nước sâu hoặc bùn đáy và cần
phải có đủ lượng chất hữu cơ cần thiết. Cũng trong điều kiện thiếu oxy, quá trình lên men yếm
khí là nguồn cạnh tranh chất hữu cơ với quá trình khử nitrat.
Chất hữu cơ chứa nitơ bị thủy phân, tạo ra amoni với mức độ khá nhanh, vì vậy thành phần
hợp chất nitơ trong nước tồn tại chủ yếu ở dạng amoni.
Quá trình bốc hơi amoniac vào khí quyển phụ thuộc vào ít nhất là ba yếu tố: dạng tồn tại là
amoniac, nhiệt độ cao và động lực của quá trình chuyển khối. Amoniac tồn tại trong điều kiện
pH cao, chỉ xảy ra khi ao hồ chứa nhiều tảo, thực vật chìm trong nước, trong lúc xảy ra quang
hợp mạnh. Trong khi quang hợp, thực vật hấp thụ khí CO2 trong nước làm tăng pH của nước,
điều kiện trên làm lệch cân bằng giữa amoniac và amoni, tạo ra tỷ lệ thành phần trung hòa lớn có
khả năng bay hơi.
Nhiệt độ tăng làm giảm khả năng hòa tan của amoniac, thúc đẩy quá trình bốc hơi.
Sóng to, gió mạnh thúc đẩy quá trình chuyển khối của amoniac lên bề mặt nước và qua lớp
màng gianh giới giữa nước và khí quyển.

Xử lý hợp chất photpho.
Trong hệ xử lý ngập nước, hợp chất photpho được thực vật hấp thụ, vi sinh vật hấp thu, hấp
phụ và lắng trong bùn, kết tủa thành dạng không tan. Nhìn chung hợp chất photpho chuyển hóa
và tồn tại trong hệ ngập nước theo chu trình tự nhiên kín, chỉ tách ra khỏi hệ theo sinh khối đươc
thu hoạch và vậy nên có xu hướng tích lũy cao trong hệ. Hợp chất photpho dạng vô cơ có tính
linh hoạt cao hơn dạng hữu cơ nên dễ xảy ra quá trình trao đổi giữa nước và lớp bùn đáy, tốc độ
quá trình trao đổi phụ thuộc vào nồng độ photpho trong lớp nước trên và khả năng giữ photpho
của lớp bùn, tức là phụ thuộc vào khả năng hấp phụ, giải hấp của pha bùn đáy và nước.
Nếu lớp bùn đáy có tính axit, thì hợp chất sắt và nhôm trong bùn là tác nhân lưu giữ photpho,
còn nếu lớp bùn đáy có tính kiềm thì các hợp chất canxi, magie đóng vai trò lưu gi ữ photpho.
Khả năng cung cấp photpho cho thực vật trong đất (bùn) có độ pH hơi thấp đến trung hòa tốt hơn
là loại đất có pH cao.



Xử lý kim loại nặng.
Kim loại nặng là thành phần của lớp vỏ trái đất, phần lớn tồn tại ở dạng không tan (khoáng
vật). Nồng độ của các kim loại nặng trong môi trường nước tự nhiên được quyết định bởi các quá
trình: hòa tan địa hóa, phong hóa hoặc vi sinh vật. Ô nhiễm nguồn nước do kim loại nặng có
nguồn gốc từ các ngành công nghiệp khai khoáng, luyện kim, cơ khí, thuộc da, hóa chất.



~ 32 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Mặc dù là thành phần không thể thiếu trong cơ thể sống, nhưng kim loại nặng có nguy cơ gây
độc cho cơ thể vi sinh vật. Độc tính sinh lý và cơ chế gây độc của kim loại nặng là do tính tích
điện, khả năng tạo phức chất và tính đa hóa trị của chúng. Tác dụng gây độc của kim loại nặng là
che chắn các nhóm chức của các phân tử chức năng như các enzym hoặc các phân tử có chức
năng vận chuyển oxy, dinh dưỡng, các ion cho tế bào của cơ thể. Tác dụng độc hại khác là chúng
cạnh tranh và thay thế các kim loại là thành phần của các phân tử chức năng, qua đó làm biến
dạng, mất hoặc hạn chế hoạt động của các phân tử đó.
Thực vật và sinh vật bậc thấp có khả năng tích lũy một số kim loại nặng trong tế bào, kể cả
các loại cần thiết cho cơ thể chúng và loại không cần thiết.
Do độc tính của kim loại nặng nên tiêu chuẩn thải của chúng được kiểm soát khá ngặt nghèo
và để xử lý, các biện pháp thường được sử dụng là hấp phụ, trao đổi ion, kết tủa hoặc các quá
trình màng thích hợp.
Một số loại vi khuẩn, thực vật, tảo, nấm có khả năng hấp thu một số kim loại từ môi trường
theo cơ chế hóa lý (hấp phụ) hoặc trao đổi chất [25]. Một vài cơ chế hóa lý cũng có tác động gián
tiếp đến trao đổi chất của các cơ thể sống, ví dụ các phức chất hóa học có thể tạo thành giữa các
nhóm chức chứa N, S, O của tế bào với kim loại nặng khi tế bào còn đang hoạt động hoặc đã
chết. Hiện tượng trên có thể xem là sự tích lũy kim loại trong cơ thể sinh vật.
Khả năng tích lũy (xử lý) kim loại nặng của vi sinh vật phụ thuộc vào đặc trưng hóa lý của hệ:
pH của nước, nhiệt độ của môi trường, bản chất (trạng thái hóa trị) của kim loại nặng và phụ
thuộc vào một loạt các đặc trưng sinh hóa của sinh vật như các tác động làm thay đổi thành phần
màng tế bào, khả năng đồng hóa hay tốc độ phát triển sinh khối.
Tích lũy kim loại nặng trong cơ thể sinh vật, chủ yếu có thể phân loại theo hai cơ chế: hấp
phụ (trên thành tế bào, trên polysachrid ngoại bào hoặc với các chất khác ít liên quan đến quá
trình trao đổi chất xảy ra trong tế bào) và cơ chế trao đổi chất. Cơ chế tích lũ y kim loại sau liên
quan đến trao đổi và vận chuyển chất xảy ra trong tế bào. Hấp phụ xảy ra thường là nhanh, trên
cơ thể sống hoặc đã chết. Cơ chế trao đổi và chuyển vận chất chỉ xảy ra trong cơ thể sống và
thường là với tốc độ chậm nhưng với mức độ tích lũy cao ở một số cá thể sinh vật. Với cơ thể
sinh vật sống, hai cơ chế tích lũy kim loại nặng trên có thể xảy ra nối tiếp nhau hoặc đồng thời.
Hấp phụ kim loại nặng bên ngoài tế bào tuy nhanh nhưng cũng sớm bị bão hòa, ngược lại với
quá trình tích lũy do trao đổi chất và vận chuyển. Khi quá trình hấp phụ đạt mức bão hòa có thể
xảy ra qua trình giải hấp phụ kim loại vào môi trường nước hoặc bùn. Quá trình trao đổi chất xảy
ra theo thời gian dài, khả năng tích lũy cao và chậm ở nhiệt độ thấp. Mặt khác các tế bào sống
chỉ chịu đựng được nồng độ kim loại nặng ở vùng nồng độ thấp.




~ 33 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Tách kim loại nặng ra khỏi môi trường đất hoặc nước có thể thực hiện qua sáu cơ chế chủ
yếu: bay hơi, lắng đọng ngoại bào, tạo phức chất ngoại bào, tích lũy trong tế bào và phản ứng
oxy hóa khử, hấp phụ trên bề mặt tế bào [25].
Một số cơ thể vi sinh vật có khả năng tạo phức chất cơ - kim (hữu cơ - kim loại) dễ bay hơi
qua phản ứng metyl hóa kim loại, tạo ra hợp chất metyl kim loại. Ví dụ khá quen thuộc là sự tạo
thành selen metyl từ selenat hoặc selenid, sản phẩm tạo thành dễ bay hơi là dimetyl selenid,
dimetyl diselenid hay dimetyl selenon [26].
Sa lắng ngoại bào được hiểu là quá trình liên quan đến một số vi sinh vật, trong quá trình trao
đổi chất, thải ra một số hợp chất có khả năng cố định kim loại nặng. Ví dụ vi sinh vật khử sunfat
tạo ra hợp chất khí sunfua hydro (H2S, S2-), hợp chất này tạo thành kim loại nặng - sunfua có độ
tan rất nhỏ hoặc trong điều kiện nhất định, vi sinh vật giải phóng ra hợp chất photphat, muối
photphat của nhiều kim loại nặng cũng có độ tan thấp.
Tạo phức chất ngoại bào là quá trình tạo ra phức chất giữa kim loại nặng trong môi trường với
hợp chất hữu cơ do cơ thể sinh vật tổng hợp như siderophore, polyme ngoại bào. Hợp chất tổng
hợp sinh hóa có ái lực cao với nhiều ion kim loại nặng, ví dụ các polyanion (polyme chứa nhiều
nhóm chức dạng âm) có khả năng kết hợp tốt với các ion kim loại tích điện dương, polyme chứa
các nhóm hydroxyl (OH), carboxyl (COO), nhóm chức chứa N, S, P đều có khả năng tạo phức
chất khá bền với kim loại nặng.
Tích lũy kim loại nặng trong tế bào là một quá trình chủ động, phụ thuộc vào quá trình trao
đổi chất của tế bào có liên quan mật thiết đến một quá trình vận chuyển chất đặc thù nào đó hoặc
do sự biến động về độ thấm của màng tế bào có nguyên nhân từ tác động bất bình thường từ bên
ngoài.
Vận chuyển kim loại nặng trong tế bào thường liên quan đến quá trình điện hóa tồn tại trong
tế bào, phụ thuộc vào độ chênh lệch pH, điện thế và thế năng của màng tế bào. Khi có mặt trong
tế bào, các ion kim loại nặng sẽ được định vị tại một vị trí nào đó, tạo phức chất với protein và
thể hiện độc tính.
Nhiều cơ thể sinh vật có khả năng oxy hóa hoặc khử các ion kim loại trong cơ thể chúng,
phản ứng oxy hóa khử làm giảm hoặc tăng khả năng linh động của ion kim loại nặng.
Hấp phụ ion kim loại nặng trên bề mặt cũng là một cơ chế tích lũy kim loại của vi sinh vật.
Quá trình hấp phụ xảy ra không chỉ với các kim loại cần thiết mà cả đối với các kim loại không
cần thiết cho cơ thể sinh vật. Trên bề mặt tế bào có thể xảy ra hiện tượng sa lắng hoặc tạo ra liên
kết hóa học giữa các nhóm chức của tế bào với ion kim loại nặng (trên thành hoặc màng tế bào).
Hấp phụ trên bề mặt của tế bào chủ yếu xảy ra theo cơ chế tạo phức chất.

Xử lý chất hữu cơ lượng vết.



~ 34 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Cơ chế xử lý chất hữu cơ lượng vết trong các ao hồ ngập nước có nuôi trồng thực vật gồm:
phân hủy quang hóa, bốc hơi, hấp thu hay phân hủy sinh học. Các cơ chế trên xảy ra đồng thời,
tỷ trọng đóng góp của từng cơ chế tùy thuộc vào điều kiện cụ thể của từng hệ.

Xử lý mầm gây bệnh.
Các nguồn mầm gây bệnh trong nước thải bao gồm vi khuẩn, vi rút, giun sán. Cơ chế xử lý
mầm gây bệnh gồm: lọc, hấp phụ, bức xạ, ăn thịt lẫn nhau và tạo môi trường không thuận lợi.
Tùy thuộc loại mầm bệnh, mức độ loại bỏ phụ thuộc vào điều kiện cụ thể của hệ.


Một số hệ xử lý thông dụng.
12. 4.

Xử lý nước thải nói chung hay dinh dưỡng nói riêng trong các hệ tự nhiên hoặc nhân tạo là sự
phối hợp đồng thời nhiều giải pháp kỹ thuật với mức độ chủ động kiểm soát không được chặt chẽ
như trong các hệ thống xử lý công nghệ tiêu chuẩn. Hệ xử lý tự nhiên có thể phân loại theo nhiều
cách: nước xử lý chảy ngầm dưới mặt đất hoặc chảy tràn trên bề mặt, lọc nhanh hoặc chậm và
luôn có sự tham gia của thực vật do chủ động hay không chủ động nuôi trồng. Nhiều hệ đã được
tiêu chuẩn hóa, được xác lập để xử lý nước thải (thường cho qui mô nhỏ) ở nhiều quốc gia.


12. 4. 1. Tảo và hồ sinh học.

Tảo là loại thực vật có kích thước nhỏ, từ vài m đến khoảng 100 m (1 mm = 1000 m),
chúng sống lơ lửng trong nước và một số có chút khả năng chuyển động. Tảo có kích thước như
trên còn được gọi là vi tảo, chúng có cấu trúc đơn bào, Tảo được phân thành các nhóm chính: tảo
lục (green algae, chlorophyta), tảo mắt (Euglenophyta), tảo vàng ánh (chrysophyta), tảo giáp
(pyrrhophyta), tảo lam (blue green algae, cyanobacteria). Cũng như các thực vật khác, tảo sử
dụng CO2, HCO3- để tổng hợp sinh khối, trong khi tổng hợp sinh khối chúng còn cần dinh dưỡng
(N, P, K) cùng các nguyên tố vi lượng khác. Thành phần hóa học của sinh khối tảo (bản g 12. 5)
phần nào thể hiện khả năng xử lý hợp chất nitơ, photpho của chúng.
Tảo khô chứa tới 50% protein, chứa khoảng 45% carbon, đó là các thành phần chính. Để phát
triển bình thường, tảo cần tới khoảng 20 nguyên tố để xây dựng tế bào: 12 nguyên tố đa lượng là:
C, H, N, O, P, S, K, Mg, Ca, Na, Cl (riêng đối với tảo cát, diatom thì cần thêm Si); 8 nguyên tố
vi lượng: Fe, Mn, Cu, Zn, Bo, Mo, V, Co. Do thành phần hóa học của tảo rất giàu đạm nên
chúng được sử dụng làm thức ăn khá phổ biến.
Sự định cư của tập đoàn tảo xảy ra một cách thụ động, ví dụ lan truyền từ nguồn nước này
sang nguồn khác, do gió mang lại hay từ nguồn bùn nào đó. Tảo từ nguồn bùn có vai trò nhất
định vì ngay cả khi bùn được phơi khô lâu ngày, tảo bám trên đó vẫn không chết, sống lại khi


~ 35 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


gặp điều kiện thuận lợi. Tảo cũng có thể lan truyền thông qua động vật: côn trùng, các loài chim
nước, thủy cầm. Tảo lục là loại đơn bào, kích thước nhỏ, thường xuất hiện sớm nhất trong các ao
hồ do gió và không khí mang tới. Do tỉ lệ giữa diện tích và thể tích lớn của tảo lục nên khả năng
hấp thu thức ăn và ánh sáng cao hơn các loại tảo có kích thước lớn, kéo theo là tốc độ phát triển
của chúng rất nhanh. Sau giai đoạn đầu định cư, tỉ lệ các loài tảo phụ thuộc vào sự cạnh tranh
nguồn nuôi dưỡng chúng. Rất nhiều loài tảo có khả năng tồn tại dai dẳng trong những điều kiện
không thuận lợi cho sự phát triển. Chính chúng là nguồn tảo giống cho các hồ nước sau một thời
gian bị phơi khô.


Bảng 12. 5. Thành phần dinh dưỡng của một số loài tảo tính theo khối lượng khô (spirulina
platensis VN sản xuất tại Việt Nam) [27, 28].
Thành phần Chlorella Spirulina Spirulina Spirulina Scenedes
maxima platensis platensis acutus
VN
Protein tổng (%) 40 - 60 67 67 66 50 - 55 50-56
Gluxit (%) 25 - 35 - - - - -
Lipit (%) 10 - 15 11,5 13 5 12 - 19 12-14
Carbonhydrat - 15,3 14,5 12,5 10 - 15 10-17
(%)
Axit nucleic (%) 6 4,2 4,5 4,3 4-6 4-6
Xơ (%) - 0,1 0,9 - 10 - 12 3-7
Tro (%) 10 - 34 6 7,6 10,3 6-8 6 - 10
Sterol (%) 0,1 - 0,2 - - - - -
Sterin (%) 0,1 - 0,5 - - - - -
B-caroten (%) 0,16 - - - - -
Xanthophyll (%) 3,3 - 3,6 - - - - -
Chlorophyll a (%) 2,2 - - - - -
Chlorophyll b (%) 0,58 - - - - -
Vi tamin -
B1 (mg/g) 18 - - - - -
C (mg/g) 0,3 - 0,6 - - - - -
K (mg/g) 6 - - - - -
B6 (mg/g) 2,3 - - - - -



~ 36 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


B12 (mg/g) 7-9 - - - - -
B2 (mg/g) 3,5 - - - - -
Ánh sáng có vai trò quan trọng cho tảo phát triển. Năng lượng ánh sáng cần cho tảo phát triển
là loại ánh sáng nhìn thấy có bước sóng nằm trong vùng 400 - 700 nm. Cường độ ánh sáng được
định nghĩa là dòng năng lượng của ánh sáng chiếu trên 1 m2 diện tích trong một giây (Em-2. s-1).
Vì ánh sáng sẽ tắt dần khi xuyên qua lớp nước cho nên càng ở dưới sâu cường độ ánh sáng
càng nhỏ. Trong dải ánh sáng nhìn thấy tồn tại nhiều loại ánh sáng có màu khác nhau. Ánh sáng
màu đỏ (bước sóng lớn, năng lượng thấp) bị nước hấp thụ mạnh nên tắt nhanh, ánh sáng màu
vàng, lục, lam ít bị nước hấp thụ nên có khả năng xuyên thấu sâu hơn trong nước. Sắc tố màu
hấp thụ ánh sáng của tảo chủ yếu là hợp chất chlorophyll, chất này hấp thụ mạnh ánh sáng màu
đỏ và màu lục. Vì vậy những loài tảo ở sâu trong nước là loài có sắc tố quang hợp phù hợp với
khả năng hấp thụ ánh sáng có khả năng truyền qua, tức là loại ánh sáng ít bị nước hấp thụ.
Cường độ ánh sáng cần thiết để tảo phát triển nằm trong khoảng 5 - 20 E/(m2. s), phụ thuộc
vào loại tảo, tình trạng dinh dưỡng, nhiệt độ và các yếu tố khác. Để có một sự hình dung thô
thiển về cường độ ánh sáng có thể dẫn ra số liệu sau: buổi trưa ngay tại vị trí sát mặt nước ở các
vùng nhiệt đới, cường độ ánh sáng từ 200 đến1600 E/(m2. s) tùy thuộc vào thời tiết. So sánh thô
thiển các số liệu trên cho thấy: để phát triển tảo chỉ cần khoảng 1% ánh sáng tự nhiên vào buổi
trưa ở các vùng nhiệt đới. Độ sâu của lớp nước mà ánh sáng xuyên tới được 1% gọi là điểm cân
bằng, tại đó quá trình quang hợp (sinh ra chất hữu cơ, quang hợp tổng thể) ngang bằng với quá
trình hô hấp (chất hữu cơ bị tiêu hao do hô hấp). Sự phát triển thật sự của tảo là tốc độ sinh ra
chất hữu cơ, chính là hiệu số của quá trình quang hợp tổng thể và sự tiêu hao do hô hấp, lớp
nước trên điểm cân bằng gọi là lớp thấu quang, trong lớp đó có sự phát triển thật sự của tảo.
Khi nguồn nước bị đục hay có màu, tảo phát triển chậm và chỉ xảy ra ở vài cm của lớp nước
trên bề mặt.
Do phải sống ở dưới nước nên bộ máy quang hợp của tảo phải thích hợp với điều kiện thiếu
ánh sáng và cũng vì lý do đó chúng sẽ bị ức chế khi ánh sáng quá mạnh. Ví dụ chúng bị ức chế
một phần khi cường độ ánh sáng đạt 200 - 800 E/(m2. s) và hoàn toàn ngừng quang hợp khi
cường độ ánh sáng vượt 1400 E/(m2. s).
Sự có mặt của tảo trong ao hồ tự chúng cũng điều hòa về mức độ ánh sáng trong nước. Ví dụ
khi mật độ tảo cao sẽ che chắn bớt ánh sáng và hãm lại sự phát triển tiếp theo của tảo, quá trình
quang hợp kém đi, ít sinh ra oxy. Quá trình đó được gọi là tạo ra ―bóng mát‖. Quá trình tạo bóng
mát cũng ảnh hưởng đến thành phần loại tảo trong ao hồ. Ví dụ, dưới điều kiện ―bóng mát‖ loại
tảo lam phát triển được dưới điều kiện thiếu ánh sáng vì vậy tỉ trọng của chúng tăng lên. Một số
loài tảo khi bị thiếu ánh sáng sẽ tìm cách nổi lên trên mặt nước bằng cách làm giảm khối lượng
riêng của tế bào để thu được nhiều ánh sáng.


~ 37 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Như đã trình bày ở trên, để phát triển tảo cần tới 12 nguyên tố đa lượng và 8 nguyên tố vi
lượng. Tất cả các nguyên tố trên được tảo hấp thu từ môi trường nước (còn gọi là sự đồng hóa).
Những chất cần thiết này tồn tại trong nước với nồng độ rất khác nhau, biến động liên tục và tỉ lệ
giữa chúng cũng thay đổi và vì vậy tỉ lệ giữa các loài tảo trong một ao hồ cũng thay đổi theo thời
gian. Giả sử trong một ao hồ nào đó có đầy đủ mọi chất cần thiết trừ một chất nào đó thì khi đưa
thêm chất thiếu đó vào tảo sẽ phát triển nhanh, tuy vậy nếu vượt quá nhu cầu thì có thể có tác
dụng gây độc. Sự phát triển của tảo chỉ thích hợp trong một khoảng nhất định nào đó, giống như
trong trường hợp của cường độ ánh sáng.
Tảo là loại thực vật dễ thích nghi với nhiệt độ. Một số loại có thể tồn tại và phát triển ở trong
băng tuyết, một số có thể tồn tại ở nhiệt độ tới 70oC. Nhiệt độ tối ưu cho tảo phát triển phụ thuộc
vào từng loại cụ thể, phụ thuộc vào điều kiện ánh sáng và tình trạng dinh dưỡng. Đối với phần
lớn các loại tảo, trong khoảng nhiệt độ 5 - 25oC, tốc độ tăng trưởng của tảo tăng 1,8 - 3,0 lần khi
nhiệt độ tăng thêm 10oC. Riêng đối với tảo lam, nhiệt độ nóng ấm kìm hãm tốc độ phát triển, khi
đó chúng khó cạnh tranh với các loại tảo khác.
Trong các nguồn nước giàu dinh dưỡng (N, P) tảo phát triển mạnh, mật độ tảo cao về mùa
nóng, giảm về mùa đông. Tảo là nguồn thức ăn giàu dinh dưỡng cho nhiều loài thủy động vật
sống ở các tầng nước khác nhau kể cả các loại động vật phù du. Nếu mức độ tiêu thụ tảo thấp
hơn mức sinh trưởng của chúng thì sẽ tạo ra trạng thái mất cân bằng, mật độ tảo tăng cao. Khi
mật độ tảo lớn, ban ngày (trời nắng) quá trình quang hợp của tảo xảy ra mạnh kéo theo tăng pH
và hàm lượng oxy hòa tan trong nước. Vào lúc gần tắt nắng pH của một số ao hồ nhiều tảo có thể
lớn hơn 10, nồng độ oxy hòa tan (tức thời) đạt đến 20 mg/l [29].
Vào ban đêm hoặc trời không nắng, quá trình hô hấp của tảo vượt trội so với quang hợp nên
oxy hòa tan bị tiêu thụ mạnh, nồng độ khí CO2 tăng kéo theo pH giảm. Đó là các điều kiện rất
bất lợi đối với đời sống của các loài thủy động vật. Thời gian sống của tảo không dài, sau một
chu kỳ chúng sẽ chết, xác lắng xuống đáy ao hồ và bị phân hủy (yếm khí), sinh ra các tạp chất có
tính khử cao (CH4, CO2, H2S...) và thải ra amoniac, photphat từ cơ thể chúng, xấp xỉ bằng lượng
chúng hấp thu trước đó.
Trong các ao hồ giàu dinh dưỡng, hiện tượng tảo phát triển rất mạnh trong một thời gian ngắn
- hiện tượng tảo bùng nổ hay còn gọi là nước nở hoa (nước có các vệt màu khác nhau do sự có
mặt của tảo). Hiện tượng nước nở hoa thường đi kèm sau đó là hiện tượng tảo chết hàng loạt,
trong một vài trường hợp đặc biệt, tảo có thể chết hoàn toàn trong 1 - 2 ngày.
Một trong những loài tảo đáng quan tâm trong nguồn nước ngọt là loại tảo lam
(Cyanobacteria, blue - green algae) vì nó thường chiếm tỉ lệ cao trong tổng sinh khối và đóng
góp vào hiện tượng nước nở hoa.




~ 38 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Tác dụng xử lý dinh dưỡng của tảo là khả năng hấp thu để tạo sinh khối. Sử dụng tảo để xử lý
dinh dưỡng đòi hỏi các biện pháp kiểm soát được mật độ của tảo trong môi trường cần xử lý, tức
là chủ động trong việc tách tảo ra khỏi hệ thống.
Hồ sinh học được sử dụng để xử lý nước thải thường là hồ được thiết kế trên nền đất có độ
sâu khác nhau tùy thuộc vào mục tiêu qui định.
Hồ sinh học được phân chia dựa trên tình trạng oxy hòa tan trong nước của hồ: hiếu khí, tùy
nghi, yếm khí hoặc sục khí bổ xung.
Hồ sinh học hiếu khí thường rất nông, tạo điều kiện cho ánh sáng xuyên thấu tới đáy, chiều
sâu của lớp nước nằm trong khoảng 0,3 - 0,6 m. Hồ hiếu khí được chiếu sáng suốt cột nước tạo
điều kiện cho tảo phát triển thuận lợi. Hồ sinh học được thiết kế tạo điều kiện tối đa cho tảo phát
triển được gọi là hồ sinh học cao tải. Khái niệm cao tải được sử dụng để chỉ mức độ tạo ra oxy
trong nước do quá trình quang hợp của tảo chứ không đặc trưng cho quá trình trao đổi chất của
hệ. Vi sinh vật hiếu khí sử dụng nguồn oxy trên để oxy hóa chất hữu cơ, amoniac. Do sự hoạt
động của tảo nên mức độ thăng giáng pH, nồng độ oxy hòa tan trong hồ hiếu khí khá mạnh. Thời
gian lưu thủy lực của hồ hiếu khí thường là ngắn, thường là 5 ngày. Hình thức xử lý trên thường
áp dụng ở nơi có nhiều nắng, khí hậu ấm.
Hồ sinh học tùy nghi là loại thông dụng và khá linh hoạt với độ sâu của lớp nước 1,5 - 2,5 m,
còn được gọi là hồ oxy hóa hay hồ ổn định. Vi sinh vật hiếu khí hoạt động ở lớp nước trên, vi
sinh vật tùy nghi và yếm khí hoạt động ở lớp nước sâu phụ thuộc vào khả năng khuấy đảo nước
của gió.
Các chất rắn được lắng xuống đáy hồ. Ở lớp nước trên, oxy được cung cấp do thấm từ không
khí và do tảo quang hợp. Hồ ổn định được sử dụng để kiểm soát nước thải hoặc tích trữ nước cho
mục đích tưới tiêu.
Hồ được sục khí bổ xung thường có chiều sâu lớn hơn để xử lý nước thải có độ ô nhiễm cao
hơn. Oxy được cấp bổ xung bằng các thiết bị đặt nổi trên mặt nước hay bơm hút khí chìm. Độ
sâu của hồ nằm trong khoảng 2 - 6 m, thời gian lưu thủy lực từ 3 - 20 ngày. Lợi thế của loại hồ
có sục khí bổ xung là ít tốn diện tích.
Hồ sinh học yếm khí được sử dụng để xử lý loại nước thải có độ ô nhiễm cao, chủ yếu là nước
thải công nghiệp ở xa vùng dân cư. Hồ loại này không có vùng hiếu khí, độ sâu nằm trong
khoảng 5 - 10 m, thời gian lưu thủy lực từ 20 - 50 ngày.
Phương pháp thiết kế, vận hành và các yếu tố kỹ thuật liên quan về hồ sinh học được trình bày
trong tài liệu [3, 4, 5, 13, 35].

Sử dụng hồ sinh học để xử lý nước thải có các lợi ích sau:
- Chi phí xây dựng thấp.



~ 39 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


- Chi phí vận hành thấp, kỹ năng vận hành đòi hỏi không cao.
- Mức độ thải bùn thấp, chu kỳ thải từ 10 - 20 năm.
- Dễ kết hợp với các loại hình công nghệ xử lý khác.
Nhược điểm của hồ sinh học:
- Tốn nhiều diện tích.
- Mật độ tảo có thể cao, khó kiểm soát ảnh hưởng đến việc xả thải ra nguồn nước mặt.
- Hồ yếm khí thường không có khả năng đảm bảo tiêu chuẩn thải.
- Ảnh hưởng tiêu cực đến nguồn nước ngầm.
- Thiết kế không hợp lý sẽ gây mùi [30, 31].
Trong hồ sinh học xảy ra đồng thời và kết hợp một số quá trình xử lý tạp chất trong nước thải:
hấp thu dinh dưỡng của thực vật (tảo), bay hơi, quang hóa và vi sinh vật.
Hồ sinh học được sử dụng để xử lý nước thải với nhiều cấp độ chất lượng khác nhau, từ xử lý
sơ bộ (yếm khí), xử lý đạt tiêu chuẩn bậc hai, bậc ba (hiếu khí, tùy nghi), xử lý dinh dưỡng thông
qua sự phát triển, kiểm soát tảo (tách) tại nhiều nơi trên thế giới, kể cả ở các vùng có khí hậu ôn
hòa và kết hợp cới các kỹ thuật khác [4, 5, 32, 33, 34, 35, 36].


12. 4. 2. Hệ xử lý nuôi bèo tây.

Thực vật nổi dùng cho xử lý nước thải chủ yếu là bèo tây, bèo tấm, bèo hoa dâu và đồng tiền
nước.
Bèo tây là loại thực vật sống ở nước ngọt, phổ biến rộng rãi trên thế giới. Bèo tây có sự phân
biệt rõ ràng giữa lá, hoa, thân và rễ cây. Phần gốc và rễ nằm trong nước, thân cây bèo rất xốp và
thường chứa một bộ phận phình to ra đóng vai trò của một phao nổi, lá bèo khá dày. Bèo tây nở
hoa theo vụ.
Kích thước của bèo khác nhau, tùy thuộc vào điều kiện khí hậu và dinh dưỡng. Độ dài của
bèo kể từ hoa đến phần cuối rễ nằm trong khoảng 30 cm đến 1,5 m. Bèo tây sinh sản theo kiểu đẻ
nhánh hoặc có thể gây giống từ hạt bèo. Bèo tây ưa khí hậu nóng ấm, thường ít chịu được khi
nhiệt độ xuống thấp hơn 10oC. Tốc độ phát triển của bèo tây rất nhanh, được liệt vào mười loại
thực vật có tốc độ phát triển nhanh nhất. Tốc độ phát triển của bèo phụ thuộc vào điều kiện: ánh
sáng, dinh dưỡng trong nước thải, cách nuôi và yếu tố môi trường sống.
Tốc độ phát triển của bèo được đánh giá theo hai cách: tốc độ che phủ mặt nước theo thời
gian hoặc tăng trưởng khối lượng ướt theo thời gian và diện tích. Do nhẹ nên mật độ khối lượng
bèo tính theo diện tích thấp (10 kg/m2) trong điều kiện bình thường, tuy nhiên, có thể nuôi bèo
với mật độ tới 80 kg/m2. Do có bộ rễ dài và khá rậm, bèo tây đóng vai trò hỗ trợ cho các loại vi


~ 40 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


sinh vật phát triển với tư cách là chất mang và rễ bèo đóng thêm vai trò chất lọc làm trong nước.
Với thân xốp, rễ dài, bèo có khả năng vận chuyển oxy từ lá, qua thân đến rễ và vào môi trường
nước rất hiệu quả, tạo điều kiện cho vi sinh vật hiếu khí ở tầng nước sâu hoạt động.
Khả năng thấm oxy từ khí quyển trong các ao bèo có mật độ nuôi trồng cao bị hạn chế do bị
che chắn bởi lá và thân bèo.
Tác dụng loại bỏ dinh dưỡng của bèo dựa trên hai đặc trưng chính là tốc độ tăng sinh khối và
hàm lượng protein cao trong sinh khối của bèo (15 - 22%). Vì lý do đó, tốc độ thu hoạch bèo sẽ
ảnh hưởng trực tiếp đến khả năng xử lý dinh dưỡng của hệ [37, 38, 39].
Bèo tây là loại thủy thực vật được sử dụng rộng rãi nhất trong các ao hồ xử lý nước thải. Ao
hồ chứa bèo dùng để xử lý có thể chia ra làm ba loại dựa trên đặc trưng tình trạng oxy hòa tan
trong nước: hiếu khí tự nhiên, hiếu khí có bổ xung thêm oxy và loại tùy nghi.
Hồ hiếu khí tự nhiên có khả năng xử lý nước thải đạt mức độ cấp hai hoặc xử lý hợp chất nitơ
phụ thuộc vào mức độ ô nhiễm hữu cơ của nước thải, đó là loại thông dụng nhất hiện nay. Ưu
điểm của loại ao hiếu khí tự nhiên là ít sinh ra ruồi muỗi, côn trùng, ít gây mùi hôi.
Với các ao hồ có vị trí không quá nhạy cảm với mùi, hồ nuôi bèo có thể sục khí bổ xung để xử
lý các dòng thải có mức độ ô nhiễm hữu cơ cao và tiết kiệm diện tích.
Loại hồ nuôi bèo tùy nghi có hiệu quả xử lý cao, chịu được loại nước thải có độ ô nhiễm lớn.
Nhược điểm chính của nó là gây mùi và hấp dẫn muỗi, côn trùng.
Bèo có tác dụng hạn chế hay ngăn chặn tảo phát triển do che chắn ánh sáng từ trên bề mặt
hoặc kết hợp với hồ sinh học cao tải để tách loại tảo nhằm tận dụng khả năng xử lý dinh dưỡng
của tảo [32, 39].
Thông số kỹ thuật dùng để thiết kế ao hồ nuôi bèo gồm: thời gian lưu thủy lực, độ s âu của lớp
nước, cấu hình của ao hồ, tải lượng hữu cơ và tải lượng thủy lực.
Thời gian lưu thủy lực phụ thuộc vào tải lượng hữu cơ, tải lượng thủy lực và chiều sâu của lớp
nước. Tải lượng hữu cơ là yếu tố quan trọng nhất.
Độ sâu của lớp nước là yếu tố kiểm soát mức độ trộn nước theo chiều dọc, lớp nước càng sâu
khả năng trộn càng kém. Độ sâu của lớp nước cần đảm bảo sao cho nước thải có được điều kiện
tiếp xúc với rễ của bèo, nơi mà vi sinh vật bám trên đó. Chiều sâu của lớp nước được thiết kế
theo mục đích chất lượng thải hay đối tượng cần xử lý, giá trị đặc trưng được ghi trong bảng 12.
6.
Hệ xử lý bao gồm nhiều ngăn nối tiếp nhau, độ sâu của các ngăn cuối thường được thiết kế
lớn hơn do rễ bèo có xu hướng phát triển hơn về chiều dài khi khả năng cấp dinh dưỡng giảm.
Để thích nghi với điều kiện biến động của thủy văn địa phương, hệ nuôi bèo cần được thiết kế
đầu xả có khả năng điều chỉnh được mức nước trong hồ.



~ 41 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Bảng 12. 6. Thông số kỹ thuật đặc trưng thiết kế hồ nuôi bèo tây, bèo tấm và hiệu quả kỳ vọng
[11].

Thông số Dạng ao hồ nuôi bèo
Bèo tấm
Hiếu khí Hiếu khí bổ Tùy nghi
tự nhiên xung oxy xử lý N, P
Nước đầu vào Sau xử lý Sau hồ sinh
Tách rác Tách rác
hay cặn hay cặn bậc 2 học tùy nghi
BOD vào, mg/l 130-180 130-180 30 40
Tải lượng BOD, 45-90 170-340 12-45 22-35
kg. ha-1. d-1
Chiều sâu lớp 0,5-1,0 1,0-1,3 0,6-0,9 1,3-2,0
nước, m
Thời gian lưu 10-36 4-8 6-18 20-25
thủy lực, d
Tải thủy lực, 0,02-0,06 0,09-0,27 0,04-0,16 0,06-0,09
m3. m-2. d-1
Nhiệt độ, oC >10 > 10 > 10 >7
thu theo năm 2 lần/tháng 2 lần/tháng 1 lần/tháng hoặc
Chu kỳ
hoạch 1 lần/tuần cho xử
hay mùa
lý dinh dưỡng
Chất lượng nước sau xử lý (kỳ vọng)
BOD, mg/l < 20 < 15 < 10 < 30
Cặn, mg/l < 20 < 15 < 10 < 30
TN, mg/l < 15 < 15 VFA.




~ 66 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Khác rất xa so với số liệu từ nước ngoài (châu Âu, bắc Mỹ) và số liệu (tản mạn) từ thành phố
Hồ Chí Minh, hàm lượng chất hữu cơ trong nước rác tại các nơi đã đánh giá có giá trị thấp hơn
nhiều.
Nồng độ chất hữu cơ trong nước rác tại bãi rác Hà Nội, Nam Định có giá trị không cao, COD
nằm trong khoảng 250 - 5060 mg/l, khoảng thường gặp là 500 - 1000 mg/l. Giá trị COD giảm
khi càng cách xa nguồn, có xu hướng tăng về mùa khô. Giá trị COD tại các bãi rác Quảng Ninh,
Hải Phòng cao hơn so với hai bãi rác kia, giá trị hay gặp nằm trong khoảng 1000 - 2000 mg/l.
Độ oxy hóa trong cả môi trường axit và kiềm cũng diễn biến tương tự như đặc trưng COD tại
các bãi rác khác nhau, chúng tỉ lệ với COD của từng mẫu khảo sát cũng như với giá trị VFA. Độ
oxy hóa trong môi trường axit nằm trong khoảng rộng, từ 14 đến 1820 mg/l, giá trị gặp với xác
suất cao nằm trong khoảng 200 - 600 mg/l. Độ oxy hóa trong môi trường kiềm thấp hơn so với
trong axit từ vài chục đến 150 mg/l. Tuy nhiên, có thể nhận thấy, COD, độ oxy hóa hay VFA xác
định được không hẳn chỉ từ nguồn nước rác mà còn do sự phân hủy của tảo chết hoặc xác vi sinh
vật chết lắng xuống đáy ao hồ chứa, các hồ chứa không được thải bùn thường xuyên. Nhìn
chung, mức độ ô nhiễm chất hữu cơ (COD, VFA, độ oxy hóa) trong nước rác không cao, tại các
bãi rác có hệ thống thu gom nước hợp lý (Nam Định, Hà Nội) hàm lượng các hợp chất hữu cơ
chỉ cao hơn chút ít so với COD trong nước thải sinh hoạt của nước ngoài. Nguyên nhân là do quá
trình phân hủy yếm khí tự nhiên đã đạt được hiệu quả cao, tức là đã đạt tới mức phân hủy sâu.
Một phần chất hữu cơ trong nước rác có tính trơ rất cao, là các hợp chất hữu cơ có phân tử lớn
như axit humic, fulvic, lignin. Các chất này không có khả năng sinh hủy với hàm lượng 250 -
400 mg/l, đó chính là lượng chất hữu cơ dư sau quá trình xử lý sinh học triệt để.
Hợp chất nitơ.
Trong nước rác, hợp chất nitơ có thể tồn tại ở các dạng khác nhau, là thành phần trong hợp
chất hữu cơ (protein, axit amin), dạng amoniac/amoni, nitrit, nitrat. Ngoài các dạng chính nêu
trên, một số dạng khác có thể tồn tại trong nước rác như NO, N2O, N2 (tan), trong một chất
không tan như tảo, vi sinh vật, các dạng keo hữu cơ khác.
Do phương pháp xác định thành phần hợp chất nitơ trong nước thải là tách các thành phần tan
và không tan trước khi phân tích, nên thành phần tan trong nước rác có thể xác định được là hợp
chất hữu cơ chứa nitơ và amoniac được gộp chung lại là tổng nitơ Kjeldahl, nitrat và nitrit được
gọi chung là hợp chất nitơ dạng oxy hóa. Tổng nitơ Kjeldhl là tổng của hai thành phần chuyển
hóa theo chiều: thủy phân hợp chất hữu cơ chứa nitơ thành amoniac do quá trình thủy phân hóa
học hoặc sinh học, chuyển hóa amoni thành hợp chất hữu cơ được thực hiện chủ yếu bằng
phương pháp tổng hợp sinh hóa. Nước rác phân hủy càng sâu thì tỉ lệ amoniac/nitơ Kjeldahl càng
cao. Trước khi áp dụng công nghệ xử lý thì hàm lượng nitrat, nitrit trong nước rác thấp.




~ 67 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Chu trình biến đổi của các hợp chất nitơ trong nước rác gồm: thủy phân các phân tử hữu cơ
lớn (protein) thành các axit amin và tiếp tục thành amoni. Một phần amoni hình thành từ thủy
phân được vi sinh vật và thủy thực vật (tảo) sử dụng để tổng hợp tế bào. Trong các ao hồ chứa
nước thải có đủ điều kiện thì xảy ra quá trình oxy hóa amoni thành nitrit, nitrat và khử nitrat,
nitrit về khí nitơ (khử với chất hữu cơ hoặc với amoni, tức là quá trình khử ANAMOX). Trong
quá trình phân hủy xác vi sinh vật hoặc tảo chết tại đáy hồ, quá trình tiếp diễn cũng như trên.
Khác với chu trình carbon, một phần lớn chất hữu cơ được tách loại ra khỏi môi trường nước
thải trong chôn lấp và thu gom nước, hợp chất nitơ trong nước rác ít có điều kiệ n để ―thoát ra‖
khỏi môi trường nước rác do sự hình thành khí N2 trong chu trình không thuận lợi.
Hàm lượng amoniac cũng như tổng nitơ kjeldahl trong nước rác ở các bãi rác khác nhau đều
có chung đặc điểm là khoảng dao động rất lớn: từ 20 - 1900 mg/l tại bãi rác Hải Phòng, từ 12 -
598 mg/l tại bãi rác Nam Định, từ 31 - 852 mg/l tại bãi rác Nam Sơn, Hà Nội và từ 55 - 1094
mg/l tại bãi rác Quảng Ninh. So với tổng nitơ kjeldahl, hàm lượng amoniac chiếm 60 - 80%.
Sự biến đổi nồng độ amoniac trong nước rác phụ thuộc vào các điều kiện: mức độ pha loãng
do mưa, mức độ phân hủy (tuổi của nước rác, điều kiện phân hủy) càng cao thì hàm lượng
amoniac càng lớn và tỉ lệ giữa amoniac và nitơ kjeldahl càng cao.
Nồng độ nitrit, nitrat trong nước rác thấp (< 0,1 mg/l) do quá trình oxy hóa không có điều
kiện thuận lợi để xảy ra.
Hợp chất photpho.
Photpho tổng trong nước rác bao gồm các thành phần: photphat đơn (ortho), photphat trùng
ngưng và photpho nằm trong hợp chất hữu cơ. Hợp chất photpho trong thành phần rác sau khi
thủy phân tạo ra photphat trùng ngưng và photphat đơn. Photphat đơn hình thành được vi sinh
yếm khí sử dụng một phần để tổng hợp tế bào, một phần tạo ra chất hóa học có khả năng kết tủa
như canxi photphat.
Hàm lượng photphat trong nước rác không cao, ngang với mức độ của nước thải sinh hoạt.
Nồng độ photphat tính theo P của các mẫu khảo sát nằm trong khoảng 0,5 - 31,6 mg/l, số liệu
nằm ở mức dưới tiêu chuẩn cho phép thải (TCVN 5945 - 1995, B).
Thành phần vô cơ.
Trong quá trình ủ rác hình thành một loạt các thành phần vô cơ cũng như chiết tách một số
các chất vô cơ bám dính trên rác thải. Các chất vô cơ có ảnh hưởng đáng kể đến công nghệ xử lý
nước rác gồm: Ca, Mg, Cl-, SO42-, HCO3-.
Canxi, magie là sản phẩm khoáng hóa các hợp chất hữu cơ, nó là thành phần hóa học của các
chất trong rác thải. Một phần canxi có nguồn gốc từ vôi được sử dụng trong khâu thao tác và vận
hành bãi rác. Khác với một số dự đoán, hàm lượng canxi trong nước rác không cao, nằm trong
khoảng 32 - 232 mg/l, giá trị thường gặp 30 - 80 mg/l. Nồng độ canxi trong nước rác thấp có thể


~ 68 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


từ nguyên nhân: kết tủa với photphat hoặc với bicarbonat tại pH cao. Hàm lượng canxi trong
nước rác có xu hướng giảm về mùa khô có lẽ do pH tăng vào thời điểm đó.
Nồng độ magie trong nước rác khá cao, nằm trong khoảng 10 - 209 mg/l, giá trị thường gặp là
90 - 160 mg/l. Tỉ lệ Mg/Ca trong nước rác cao hơn hẳn so với các nguồn nước tự nhiên (nước
ngầm, nước mặt), gần hơn với đặc trưng của nước mặn.
Hàm lượng clorua trong nước rác, yếu tố có ảnh hưởng đến quá trình phân tích một số chỉ tiêu
và công nghệ xử lý (vi sinh) cũng khá lớn, nằm trong khoảng 150 - 4100 mg/l, số liệu thường
gặp nằm trong vùng 800 - 1600 mg/l. Nguồn gốc của Cl- là từ các thành phần tạp chất trong rác,
một phần nhỏ là thành phần hóa học của rác.
Sunfat có nguồn gốc từ quá trình phân hủy rác, tan từ một số hợp chất vô cơ, có nồng độ nằm
trong khoảng 12 - 1850 mg/l, số liệu thường gặp 300 - 800 mg/l. Trong quá trình xử lý yếm khí
nước rác, sunfat có thể chuyển hóa thành khí H2S, tác nhân gây độc đối với vi sinh vật.
Các thành phần vô cơ tan tạo ra tổng chất tan (chủ yếu) của nước rác, quyết định độ dẫn điện
và ―độ muối‖ của nước rác. Hàm lượng chất tan trong nước rác nằm trong khoảng 6000 - 12000
mg/l, nếu so sánh thì độ đậm đặc của nó ngang với nước lợ loại trung bình. Nước có độ muối cao
có áp suất thẩm thấu cao, không phù hợp cho mục đích tưới tiêu do áp suất thẩm thấu trong thực
vật thấp hơn so với nước thải. Hầu hết các loại thực vật (bèo tây, bèo tấm bèo hoa dâu, rêu,
dong) đều không thể sống trong môi trường nước rác. Khi tồn tại trong đó, nước từ thực vật bị
―hút‖ ra khỏi tế bào thực vật làm cho thực vật khô héo, chết.
Một vài loại tảo có thể tồn tại trong môi trường nước rác do áp suất thẩm thấu của chúng cao
hơn so với nước rác.
Từ các số liệu thu được khi đánh giá ô nhiễm nước rác tại một vài nơi ở miền bắc cho thấy:
- Trong điều kiện nóng ấm và với cách thức chôn lấp rác hiện nay, nước rác hình thành đã ở giai
đoạn phân hủy khá sâu. Mức độ phân hủy sâu được thể hiện ở nồng độ chất hữu cơ (COD)
không cao, nồng độ VFA thấp. Trong thành phần chất hữu cơ, phần không có khả năng sinh
hủy chiếm 250 - 400 mg/l.
- Mức độ dao động hàm lượng chất hữu cơ từ các bãi rác không quá cao nhưng rất mạnh trong
từng bãi rác, sự dao động phụ thuộc vào vị trí, thời gian và pha loãng do nước mưa. Mức độ
dao động có thể tới 10 - 15 lần.
- Trong nước rác, quá trình oxy hóa amoni thành nitrit và nitrat hầu như không hoặc rất ít xảy ra.
Thành phần nitơ trong nước rác chủ yếu là amoni và nitơ trong hợp chất hữu cơ. Amoni hình
thành qua giai đoạn thủy phân các hợp chất hữu cơ. Quá trình thủy phân xảy ra càng sâu thì tỉ
lệ giữa amoni/nitơ Kjeldahl càng sát giá trị 1.




~ 69 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


- So sánh với nước thải sinh hoạt, có nồng độ amoni trung bình là 22 mg/l [13] thì trị số của nó
trong nước rác cao hơn 10 - 20 lần. Tỉ lệ giữa COD/tổng nitơ trong nước rác rất thấp, vì vậy
để đáp ứng được tiêu chuẩn thải cần phải áp dụng công nghệ xử lý bậc ba.
- Hàm lượng photpho trong nước thải thấp, không đủ tự đáp ứng cho xử lý vi sinh.
- Các thành phần tạp chất vô cơ tan trong nước rác có thể tác động tiêu cực hay tích cực đến từng
quá trình công nghệ trong hệ xử lý nhưng chắc chắn là môi trường không thuận lợi cho thực
vật phát triển.
- Hàm lương cặn không tan trong nước rác thấp, chủ yếu là các chất hữu cơ kỵ nước, chúng có
tốc độ lắng thấp.
Những đặc trưng nêu trên là yếu tố rất quan trọng khi thiết kế hệ thống xử lý nước rác [14].


Nghiên cứu qui trình công nghệ xử lý nước rác.
13. 3.

Một hệ thống xử lý nước rác nói riêng và nước thải nói chung bao gồm nhiều quá trình được
thực hiện trong các đơn vị công nghệ. Trong một đơn vị công nghệ có thể xảy ra đồng thời nhiều
quá trình (ví dụ keo tụ, kết tủa, lắng trong bể lắng sơ cấp, oxy hóa đồng thời chất hữu cơ và
amoni và cả khử nitrit, nitrat một phần trong bể xử lý hiếu khí). Tuy vậy, để thực hiện một quá
trình nào đó có thể sử dụng nhiều đơn vị công nghệ biệt lập với nhau (tách loại chất hữu cơ trong
xử lý yếm khí, thiếu khí hay hiếu khí).
Vì lý do nêu trên, khi xây dựng một công nghệ xử lý nước thải cần phải biế t tỉ mỉ từng quá
trình xảy ra và quan trọng hơn cả là sự tương tác giữa các thành phần trong nước thải với nhau
và với các điều kiện công nghệ, từ đó để lựa chọn sơ đồ công nghệ và phối hợp các đơn vị công
nghệ với nhau.
Từ các số liệu đánh giá đặc trưng ô nhiễm trong nước rác cho thấy đối tượng trung tâm cần xử
lý là hợp chất nitơ với mức độ dao động có thể tới 20 lần. Thành phần hữu cơ sinh hủy có hàm
lượng không cao, thường là thiếu cho nhu cầu khử nitrat. Thành phần hữu cơ trơ khá cao (250 -
400 mg/l) tuy không gây độc hại nhiều cho môi trường nước nhận nhưng gây màu cho nước thải
sau xử lý cũng cần được tách loại.
Nghiên cứu công nghệ xử lý nước rác tập trung vào quá trình keo tụ (tách cặn không tan), oxy
hóa hóa học, xử lý vi sinh yếm khí, thiếu và hiếu khí. Kết quả nghiên cứu trong phòng thí
nghiệm và pilot được trình bày trong các phần tiếp sau.


13. 3. 1. Keo tụ.




~ 70 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Nước rác ban đầu có độ đục cao, tối màu, tuy hàm lượng cặn không tan (SS) không lớn lắm, ít
khi vượt quá 300 mg/l. Cặn không tan trong nước rác chủ yếu là thành phần hữu cơ: xác vi sinh
vật, tảo. Đặc điểm của cặn không tan hữu cơ là nó có lớp vỏ hydrat dày do tính ưa nước của
chúng và độ bền keo của chúng chính là nhờ vào lớp vỏ này, khác với tính bền của dạng vô cơ
(kỵ nước) là nhờ lớp điện tích kép (hay khuyếch tán) xung quanh hạt keo. Cơ chế keo tụ các hạt
keo hữu cơ vì vậy chủ yếu không phải là trung hoà điện tích mà theo cơ chế: phá vỡ lớp vỏ
hydrat, quét kết tủa và tạo cầu nối [15]. Vì lý do đó có thể dự đoán là liều lượng chất keo tụ cầ n
sử dụng sẽ cao hơn nhiều so với keo tụ các hệ keo kỵ nước - nước sông chẳng hạn và cần sử
dụng chất trợ keo tụ để giảm giá thành vận hành cũng như tăng hiệu quả lắng.
Chất keo tụ dạng thương phẩm đang được lưu hành rộng rãi trên thị trường hiện nay thuộc họ
nhôm với hai loại sản phẩm chủ yếu là phèn đơn (nhôm sunfat) và poly nhôm clorua.
Nhôm sunfat Al2(SO4)3. 18 H2O là chất keo tụ truyền thống được sử dụng rộng rãi. Không
phải tất cả các thành phần hoá học trong chất keo tụ đều có tác dụng, chỉ có thành phần nhôm có
tác dụng keo tụ, thường được tính theo % Al2O3 và là một trong những chỉ tiêu chất lượng hàng
đầu của một chất keo tụ. Phèn đơn loại tiêu chuẩn (nhôm sunfat) có hàm lượng nhôm tính theo
Al2O3 là 15,5% (8,1% Al3+). Khi sử dụng phèn nhôm, muối nhôm bị thuỷ phân và tạo ra axit,
mỗi ion Al3+ tạo ra 3 ion H+, tức là 1 kg nhôm sunfat tạo ra 9 mol H+, tương ứng với 0,75 l axit
clohydric đặc (36%). Axit sinh ra sẽ làm giảm độ kiềm của nước (1 mol H+ tiêu hao 61 g HCO3-)
và làm giảm pH. Mức độ giảm pH phụ thuộc vào độ kiềm của nước, pH giảm mạnh khi độ kiềm
thấp và ngược lại do kiềm đóng vai trò chất đệm của hệ. Do sau khi keo tụ, nước được tiếp tục
xử lý vi sinh để oxy hoá amoni và chất hữu cơ với vùng pH tối ưu của nó là khoảng 8 - 9, quá
trình cần một lượng kiềm khá lớn, vì vậy chế độ keo tụ cũng cần đảm bảo hài hoà các yếu tố
trên.
Poly nhôm clorua (poly aluminum chloride - PAC) là loại polyme vô cơ chứa các thành phần
nhôm, oxy, hydroxyl và clorua. Nó được sản xuất từ muối nhôm với các chất kiềm. Cô ng thức
hoá học có dạng [AlClx(OH)3-x]n, x = 1-2. PAC có phân tử lượng 7000 - 35000 có độ dài của
mạch tới trên 350 Ao [15].
Do được trung hoà với kiềm trước trong quá trình sản xuất nên khả năng sinh ra axit của
chúng thấp và do mạch phân tử đã khá lớn nên quá trình keo tụ xảy ra với tốc độ nhanh hơn so
với phèn.
Sản phẩm PAC lưu hành khá rộng rãi hiện nay là nhập từ Trung Quốc với hàm lượng nhôm
oxit khoảng 30%. Giá cả trung bình của chúng cao hơn khoảng 2,5 lần so với phèn đơn.
Trợ keo tụ là các loại polyme hữu cơ tan trong nước, để có được khả năng tan trước hết chúng
phải có mạch thẳng (cấu trúc một chiều) và mạch polyme chứa nhiều nhóm chức phân cực ưa
nước. Chất trợ keo tụ thông dụng (thương phẩm) thuộc họ polyarylamid và các copolyme của
chúng.


~ 71 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Các loại chất trợ keo tụ trước hết khác nhau về mặt điện tích. Trong trạng thái tan, polyme
tích điện dương (do trong mạng chứa nitơ hoá trị +4) gọi là chất keo tụ dương (loại C - cationic
flocculant), polyme tích điện âm (thuỷ phân một phần nhóm amid) là loại A (anionic) hoặc loại
trung tính N (chứa nhóm C=O và NH2). Cơ chế gây keo tụ của chất trợ keo tụ là làm trung hoà
điện tích của hạt keo và làm cầu nối ràng buộc các hạt keo lại thành các cụm hạt.
Trong từng họ chất trợ keo tụ chúng còn khác nhau về các đặc trưng:
- Độ dài hay phân tử lượng. Chất keo tụ A và N có phân tử lượng khá cao, thường là 8 đến 16
triệu đơn vị, chất trợ keo tụ C có phân tử lượng thấp hơn, từ 2 đến 8 triệu đơn vị.
- Khác nhau về độ nhớt của dung dịch.
- Mật độ điện tích (nhóm chức) khác nhau.
Từ những đặc trưng nêu trên, việc tìm ra được một loại tối ưu hay liều lượng tối ưu chỉ có thể
thông qua những thí nghiệm so sánh (Jar test), việc dự đoán chỉ giúp được một phần mà thôi.
Ngoài đặc điểm về hiệu quả trợ keo tụ, các yếu tố thao tác: dễ hoà tan, nồng độ tan tối đa, bảo
quản cũng được cân nhắc. Mặt khác giá thành của các chất trợ keo tụ cũng được quan tâm tới,
thông thường loại C đắt hơn hai loại kia khoảng 20 - 30%.

Nội dung nghiên cứu về keo tụ bao gồm:
- Chọn loại chất keo tụ (phèn nhôm và PAC).
- Xác định liều lượng chất keo tụ khi có và không sử dụng chất trợ keo tụ.
- Chọn chất trợ keo tụ và xác định liều lượng tối ưu.
- Đánh giá hiệu quả loại bỏ cặn không tan, COD, độ màu cũng như sự suy giảm độ pH, độ kiềm
sau keo tụ.
- Do bước xử lý sau đó là oxy hoá amoni nên môi trường cần có giá trị pH cao, việc giảm pH cần
được hạn chế thông qua việc lựa chọn chất keo tụ thích hợp.

Lựa chọn chất keo tụ và trợ keo tụ.
Những thí nghiệm sơ bộ ban đầu cho thấy, lượng chất keo tụ cần sử dụng rất lớ n, so với nước
sông có thể lớn gấp tới gần trăm lần. Ví dụ để keo tụ nước sông Hồng với hàm lượng cặn 300 -
500 mg/l cần liều lượng PAC khoảng 7 - 10 g/m3, trong khi để keo tụ nước rác cần sử dụng liều
lượng 400 - 700 g/m3. So sánh tính năng keo tụ giữa phèn nhôm và PAC cho kết quả: Hiệu quả
keo tụ của PAC (tính theo liều lượng) cao hơn 3 - 4 lần so với phèn nhôm mặc dù hàm lượng
Al2O3 trong phèn nhôm bằng khoảng 50% so với PAC (bảng 13. 1). Sử dụng lượng phèn nhôm
hoặc PAC lớn để keo tụ sẽ làm giảm độ kiềm của nước sau keo tụ, điều không thuận lợi cho giai
đoạn oxy hoá amoni sau đó. Mức độ giảm kiềm khi sử dụng PAC ít hơn so với phèn nhôm.


Bảng 13. 1. Ảnh hưởng của điều kiện keo tụ (loại, liều lượng) lên một số đặc trưng của nước.




~ 72 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Phèn nhôm PAC

Liều pH Độ Cặn Độ Liều pH Độ màu Cặn Độ
lượng màu không kiềm lượng (Pt/Co) không kiềm
(mg/l) (Pt/Co) tan (mg/l) (mg/l) tan (mg/l)
(mg/l) (mg/l)

0 9,01 1520 600 3150 0 9,01 1520 600 3150

600 8,20 590 347 2600 100 8,83 755 447 3000

800 7,99 545 331 2525 200 8,76 740 357 2700

1000 7,79 525 277 2375 300 8,65 720 262 2575

1200 7,64 498 230 2250 400 8,61 620 251 2500

1400 7,52 413 223 2175 500 8,54 590 183 2400

1600 7,39 335 144 2075 600 8,46 488 166 2300

1800 7,31 300 119 1950 700 8,38 481 147 2250

2000 7,23 263 99 1875 800 8,36 400 118 2150


Do sử dụng phèn nhôm với liều lượng cao làm mất nhiều kiềm nên nghiên cứu tiếp theo chỉ
sử dụng PAC làm chất keo tụ.
Trong các loại chất trợ keo tụ, dạng C có hiệu quả tốt hơn chút ít so với loại A và N, tuy nhiên
về phương diện giá cả và thao tác (dễ pha, dễ tan) loại A được lựa chọn, trong đó chất trợ keo tụ
A 101 (phân tử lượng 13 triệu đơn vị, mức độ điện tích trung bình, dễ tan trong nước) được sử
dụng với liều lượng 2 g/m3 trong tất cả các thí nghiệm. A 101 được đưa vào hệ sau khi đã hoà
trộn chất keo tụ, tốc độ tạo bông do A 101 tăng lên 10 lần so với hệ keo tụ khi không có nó và nó
làm giảm được lượng keo tụ (30 - 40%) với cùng hiệu quả keo tụ của PAC (bảng 13. 2).

Bảng 13. 2. Keo tụ phối hợp giữa PAC và A 101.
Liều lượng Cặn Hiệu quả Hiệu quả
COD
tách cặn
PAC (mg/l) (mg/l) (mgO2/l) tách COD
(%) (%)

0 371 670




~ 73 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


100 243 35 537 20

200 172 54 512 24

300 125 66 474 29

400 69 81 427 36

500 51 86 408 39

600 48 87 398 40
Ghi chú: liều lượng chất trợ keo tụ trong tất cả các thí nghiệm trên là 2 mg/l


Một số hiệu quả khác của quá trình keo tụ.
Keo tụ không những tách được thành phần cặn không tan mà còn làm giảm bớt được COD và
độ màu do nhôm hydroxit hình thành có khả năng hấp phụ một phần nào đó các thành phần trên
(bảng 13. 3, 13. 4, 13. 5). Khả năng loại màu và COD của hệ thường có hiệu quả hơn trong vùng
pH thấp nên loại keo tụ được sử dụng là phèn nhôm, có và không chỉnh pH với axit trước khi keo
tụ.


Bảng 13. 3. Khả năng loại màu và COD của quá trình keo tụ với nước rác sau khi đã chỉnh pH
về 7,5 (720 g H2SO4/m3).
Lượng Độ màu Hiệu quả Hiệu quả
COD
loại màu loại COD
phèn (Pt/Co) (mgO2/l)
(mg/l) (%) (%)

0 2105 0 623 0

800 665 68 399 36

1000 438 79 402 36

1200 435 80 368 41

1400 343 83 370 41

1600 287 86 321 48

1800 - - 329 48

2000 296 86 322 48




~ 74 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Bảng 13. 4. Khả năng loại màu và COD của quá trình keo tụ với phèn nhôm sau khi đã chỉnh pH
về 7,0 (1,2 kg H2SO4/m3).
Lượng Độ màu Hiệu quả Hiệu quả Độ
COD
loại màu loại COD kiềm
phèn (Pt/Co) (mgO2/l)
(mg/l) (%) (%) (mg/l)

0 2105 623 -

800 424 79 389 37 1300

1000 349 83 352 43 1220

1200 315 85 336 46 1150

1400 277 87 324 48 960

1600 235 89 319 47 940

1800 223 89 308 50 780

2000 185 91 304 51 630

3000 143 93 263 58 420


Khi giữ nguyên liều lượng phèn (1000 mg/l) và chỉnh pH trước khi keo tụ về các giá trị khác
nhau, khả năng xử lý màu và COD tăng khi pH giảm (bảng 13. 5).

Bảng 13. 5. Ảnh hưởng của pH ban đầu lên khả năng xử lý màu và COD.
pH 9,15 8,02 7,52 7,02
Liều lượng phèn (mg/l) 0 1000 1000 1000
Độ màu (Pt/Co) 2150 520 401 385
COD (mg/l) 623 372 371 370


Keo tụ với muối nhôm, PAC làm giảm nồng độ photphat trong nước thải, mức độ suy giảm tỉ
lệ thuận với hàm lượng chất keo tụ (bảng 13. 6).

Bảng 13. 6. Sự suy giảm P trong quá trình keo tụ với PAC.
Lượng PAC 0 100 200 300 400 500 600 700 800 2000
(mg/l)
T-P (mg P/l) 16,35 9,34 9,23 8,70 7,85 6,85 5,85 5,19 4,54 3,30




~ 75 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Nhận xét:
- Liều lượng chất keo tụ sử dụng đối với nước rác lớn hơn nhiều lần (có thể gấp gần 100 lần) so
với nước bề mặt thông dụng (nước sông với cùng lượng cặn không tan). Nguyên nhân là cặn
không tan trong nước rác chủ yếu là thành phần hữu cơ, cơ chế keo tụ chủ yếu là phá vỡ lớp vỏ
hydrat và tạo cầu nối.
- So với keo tụ PAC, lượng phèn nhôm cần sử dụng phải cao hơn tới 3 lần mới có thể đạ t cùng
hiệu quả, với tốc độ keo tụ rất chậm và kéo theo đó là tiêu hao một lượng kiềm lớn, không có
lợi cho giai đoạn oxy hoá amoni về sau. Lượng bùn sinh ra lớn (nhôm hydroxit) và tăng thêm
nhiều lượng khoáng hoà tan (gốc sunfat từ phèn). Vì vậy sử dụng PAC sẽ có lợi hơn về nhiều
phương diện, kể cả về mặt giá thành và công vận chuyển.
- Phần lớn các chất trợ keo tụ (A, C, N) đều cho hiệu quả bông tụ lớn với liều lượng 2 - 3 g/m3.
Xét về khía cạnh giá thành và thuận lợi trong thao tác thì loại A 101 có tính năng đáp ứng tốt.
Sử dụng thêm chất trợ keo tụ cho phép giảm chất keo tụ (PAC) được 30 - 40% (giá thành 1 g
A 101 ngang với 10 g PAC) mang lợi ích kinh tế và do tốc độ keo tụ rất lớn nên có thể thu gọn
nhiều lần qui mô của bể lắng khi thiết kế xây dựng hệ thống xử lý.
- Xét về nhiều khía cạnh khi keo tụ nước rác, nên sử dụng liều lượng PAC là 300 - 400 g/m3
cùng với 2 g/m3 trợ keo tụ A 101. Trong quá trình keo tụ dễ gặp hiện tượng bùn nổi do nguyên
nhân tạo khí CO2 (axit của PAC với bicarbonat trong nước, pH càng thấp khả năng tạo CO2
càng lớn) và có thể do oxy sinh ra từ quá trình quang hợp của tảo. Để khắc phục hiện tượng
trên có thể sử dụng dòng khí để khuấy trộn khi keo tụ nhằm ―đuổi‖ các khí sinh ra ra khỏi
nước.
- Quá trình keo tụ làm giảm được một phần COD và độ màu của nước rác, nó chỉ đạt tới một
mức độ giới hạn khi tiếp tục tăng liều lượng chất keo tụ. Hiệu quả tách loại COD và màu (có lẽ
chủ yếu do cơ chế hấp phụ) tăng khi pH của hệ giảm (giảm pH của nước rác rất tốn kém axit
do độ kiềm lớn). Điều đó mở ra khả năng sử dụng phương pháp keo tụ để ―đánh bóng nước‖ ở
giai đoạn cuối cùng như là một giải pháp thay thế cho hấp phụ trên than hoạt tính tuy với hiệu
quả không cao nhưng được lợi về giá thành.
- Do sự biến động rất lớn của nước rác tại các bãi và theo thời gian trong từng bãi, quá trình keo
tụ cũng không ổn định, vì vậy cần được đánh giá chi tiết cho từng trường hợp và theo dõi điều
chỉnh kịp thời trong khi vận hành.
- Trong quá trình keo tụ với phèn nhôm, một phần photpho bị mất đi trong khi lượng photpho
thường là thiếu cho nhu cầu xử lý vi sinh sau đó, vì thế cần hết sức hạn chế sự hao hụt. Tính
toán lượng photpho cần bổ xung trong khi vận hành chỉ có thể dựa trên số liệu của nước rác
sau keo tụ (xem bảng 13. 6).




~ 76 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


13. 3. 2. Quá trình oxy hoá hoá học.

Oxy hoá hoá học là loại phản ứng giữa một chất oxy hoá và một chất khử, trong đó chất oxy
hoá đóng vai trò chất nhận điện tử (giảm hoá trị) và chất khử đóng vai trò chất nhường điện tử
(tăng hoá trị).
Trong nước rác, các chất hữu cơ đóng vai trò chất khử (nguyên tố carbon tăng từ hoá trị âm
lên dương) và được oxy hoá về nhiều dạng hợp chất trung gian khác nhau, sản phẩm cuối cùng là
khí carbonic. Amoni cũng là một chất khử (nguyên tố nitơ có hoá trị -3) nhưng không thể oxy
hoá (ví dụ về dạng nitrit, nitrat) trong điều kiện thông thường của phản ứng pha lỏng với hầu hết
các chất oxy hoá (trừ trường hợp phản ứng với clo hoạt động để tạo ra khí nitơ có hoá trị không).
Hiệu quả của một phản ứng oxy hoá trước hết phụ thuộc vào sự chênh lệch giữa thế năng oxy
hoá của chất oxy hoá (ví dụ ozon có thế oxy hoá chuẩn là +2,07 V trong môi trường axit và là
1,24 V trong môi trường kiềm) và thế khử của chất khử (ví dụ khi khử nitrit về nitrat trong môi
trường kiềm thế khử là -0,01 V). Sự chênh lệch giữa một chất oxy hoá thông dụng với chất khử
vô cơ (H2S, Mn2+, Fe2+, As3+, NO2-) thường khá lớn, dẫn tới phản ứng tương đối triệt để. Phản
ứng oxy hoá các chất hữu cơ khó xảy ra hơn về phương diện cân bằng vì phản ứng xảy ra nhiều
bước nối tiếp nhau. Thông thường những chất hữu cơ có phân tử lượng thấp dễ bị oxy hoá hơn
loại có phân tử lượng cao. Các phân tử chất hữu cơ gây màu cũng thường dễ bị oxy hoá, chuyển
hoá thành các chất không màu mà không nhất thiết tới sản phẩm cuối cùng là khí carbonic.
Những chất oxy hoá thông dụng dùng trong xử lý nước và nước thải là: khí oxy, hydro
peroxit, kali permanganat, ozon, clo hoạt động, Fenton (H2O2+ Fe2+).
Khí oxy có thế oxy hoá thấp, thường được sử dụng để oxy hoá các chất vô cơ trong nước sinh
hoạt và trong nước thải như Fe2+, H2S, Mn2+ (trong điều kiện pH cao). Khả năng oxy hoá chất
hữu cơ của oxy không cao, trừ trường hợp tiến hành dưới điều kiện áp suất, nhiệt độ cao và có sử
dụng xúc tác.
Clo hoạt tính: Clo có hoá trị +1 là chất oxy hoá khá mạnh, tùy vào hợp chất cụ thể và m ôi
trường (axit, kiềm) thế oxy hoá của nó thường lớn hơn 1V. Các dạng clo hoạt động: khí clo,
dung dịch Javen (NaOCl), canxi hypoclorua (Ca(OCl)2), cloamin, sau phản ứng oxy hoá nguyên
tố clo chuyển về hoá trị -1.
Clo được sử dụng chủ yếu làm chất khử trùng do giá thành thấp và khả năng khử trùng rất
cao. Tuy nhiên do nó dễ phản ứng (thế) với các tạp chất hữu cơ trong nước nên tạo ra các sản
phẩm phụ có độc tính (gây ung thư). Vì lý do đó nên xu hướng hiện nay tại các nước công
nghiệp là hết sức hạn chế dùng clo để khử trùng. Clo dioxit (ClO2) ít gây độc hơn nhưng do tính
nổ nên phải chế tạo tại chỗ, vì vậy việc ứng dụng cũng không được thuận lợi.
Clo hoạt tính có thể oxy hoá hầu hết các tạp chất vô cơ trong nước thải như nitrit, xianua, sắt
(II), mangan (II) với hiệu quả cao. Để oxy hoá chất hữu cơ (COD) trong nước thải cần phải dùng


~ 77 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


liều lượng rất cao: với nước thải đã qua lắng sơ cấp cần 0,5 - 2,5 kg/kg BOD (thường là 1,75
kg/kg BOD), với nước sau quá trình xử lý vi sinh, liều lượng thường dùng là 2 kg/kg BOD [16].
Với liều lượng clo cao như vậy khả năng hình thành các tạp chất mới cơ - clo là rất lớn và
thường là làm tăng độ màu của nước.
Về nguyên tắc thì có thể loại bỏ amoni khi oxy hoá với clo. Phản ứng giữa clo và amoni xảy
ra theo nhiều bước, phụ thuộc vào tỉ lệ clo/amoni. Khi tỉ lệ này nhỏ hơn 4 (g/g) sản phẩm hình
thành chủ yếu là monocloamin (NH2Cl), khi tăng tỉ lệ clo/amoni, tiếp tục hình thành dicloamin
(NHCl2) hoặc tricloamin (NCl3). Với tỉ lệ clo/amoni = 7,6 tính theo phản ứng sẽ xảy ra quá trìn h
oxy hoá amoni (nitơ hoá trị -3) về dạng khí nitơ (N2 - hoá trị không). Trong thực tiễn để xảy ra
quá trình trên, tỉ lệ clo/amoni  10. Do nước rác chứa nhiều chất hữu cơ và amoni nên phương án
sử dụng clo để xử lý trở nên rất ít tính khả thi (xem 4. 1. 2).
Kali permanganat (KMnO4- thuốc tím) là một chất oxy hoá khá mạnh có thế oxy hoá là 1,68
V trong môi trường axit và 0,58 V trong môi trường kiềm. Nó có khả năng oxy hoá nhiều loại
chất hữu cơ, vô cơ trong nước và nước thải. Sản phẩm tạo thành là dioxit m angan (MnO2), là
dạng rắn không tan trong điều kiện pH thông dụng vì vậy có thể tách ra được bằng phương pháp
lọc hoặc lắng. Mangan dioxit cũng có khả năng hấp phụ Mn2+ nên góp phần giảm bớt lượng
permanganat cần thiết để oxy hoá Mn2+ lên MnO2.
Permanganat được dùng trong xử lý nước thải và nước để loại bỏ xianua, oxy hoá phenol, xử
lý mùi, màu, vị của nước nhưng chỉ có khả năng hạn chế đối với các loại chất hữu cơ gây màu,
mùi, vị có tính bền oxy hoá cao như loại trong nước rác [17].
Ozon là loại khí không bền được chế tạo tại chỗ và là một chất oxy hoá mạnh: thế oxy hoá
khử trong môi trường axit là 2,07 V, trong môi trường kiềm là 1,24 V. Chính hoạt tính cao của
ozon hạn chế khả năng ứng dụng của nó trong công nghệ xử lý nước, nước thải vì ngoài phản
ứng với các tạp chất trong nước nó còn tự phân huỷ. Phân huỷ ozon là một quá trình phân huỷ
dây chuyền theo cơ chế hình thành các loại gốc tự do, được khơi mào bởi rất nhiều loại tạp chất
trong nước, ví dụ hydroxyl (OH-, giá trị pH cao), các hợp chất hữu cơ tự nhiên, Fe (II). Phản ứng
oxy hoá chất hữu cơ xảy ra được là do các gốc tự do tạo thành. Thời gian tồn tại của ozon trong
nước phụ thuộc nhiều vào các yếu tố như pH, nhiệt độ, chất hữu cơ và bicarbonat. Sự có mặt của
bicarbonat (độ kiềm) giúp kéo dài thời gian tồn tại của ozon trong nước. Đóng vai trò thật sự cho
phản ứng oxy hoá chất hữu cơ trong nước, nước thải là gốc tự do OH. sinh ra trong quá trình
phân huỷ ozon trong nước, nhóm này hình thành thuận lợi trong môi trường pH cao, vì vậy tốc
độ oxy hoá tăng đáng kể trong vùng đó. Trong nước có độ kiềm cao (như nước rác) thì tốc độ
oxy hoá sẽ bị chậm lại khi pH tăng do sự hình thành của ion carbonat từ bicarbonat, ion carbonat
là tác nhân ―bắt giữ‖ gốc OH.. Ngoài gốc OH. sinh ra do phân huỷ ozon, bản thân ozon cũng là
một chất oxy hoá mạnh. Trong khi gốc OH. có tác dụng oxy hoá mạnh trong môi trường kiềm thì
ozon có hoạt tính oxy hoá cao trong môi trường axit [18].


~ 78 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Phản ứng oxy hoá chất hữu cơ trong nước thải, xảy ra khá thuận lợi: để xử lý 1 kg COD cần
khoảng 3 kg Ozon đối với nước đã sơ lắng và cần tới 6 kg Ozon đối với nước thải sau khi đã xử
lý vi sinh [16, 19]. Tuy có hiệu quả nhưng thiết bị phát ozon rất đắt tiền (60 triệu cho máy phát
công suất 5 g/giờ, 90 triệu cho máy phát công suất 10 g/giờ), và cũng vì lý do đó ozon thường
chỉ được sử dụng để khử trùng cho nước sinh hoạt với liều lượng ít khi vượt quá 0,5 g/m3.
Hợp chất Fenton: Oxy hoá chất hữu cơ với gốc tự do OH. cũng có thể tiến hành với hợp chất
Fenton, tức là đi từ một nguồn gốc phản ứng khác với ozon. Hợp chất Fenton là hỗn hợp của
Fe2+/H2O2.
Hợp chất Fenton có tác dụng oxy hoá mạnh đã được nhận biết từ rất sớm (1894) và hoạt tính
của nó được qui cho nhóm gốc OH. sinh ra do phản ứng:

Fe2+ + H2O2  Fe(OH)2+ + OH. (13-1)

Tuy vậy, gần đây (1998) Bossmann thì cho rằng tác dụng oxy hoá của Fenton là do sự hình
thành của phức Fe (IV), ví dụ [Fe(OH)2(H2O)4]2+ cùng với gốc OH. [18]. Fenton có hoạt tính cao
trong môi trường axit, pH = 2 - 4, tối ưu tại pH  3. Trong vùng pH cao, Fe (III) bị kết tủa. Hoạt
tính của Fenton giảm khi pH > 4 có thể do nguyên nhân là sự phân huỷ nhanh của H2O2 thành
H2O và O2, oxy hoá Fe (II) với các chất oxy hoá khác (ví dụ oxy hoà tan) chứ không phải với
H2O2 và phản ứng giữa H2O2 với Fe (II) không tạo ra nhóm OH. trong vùng pH cao.
Hệ Fenton cải tiến mới được nghiên cứu gần đây là hệ gồm: tia UV - Fe (II) oxalat và H2O2.
Sự có mặt của tia UV và oxalat gây ra 3 hiệu ứng chính sau [18, 19]:
- Phản ứng của phức Fe (II) oxalat với H2O2 nhanh hơn so với phản ứng của Fe (II) với H2O2.
- Khử Fe (III) về Fe (II) với tia UV từ phức Fe (III) oxalat nhanh hơn quá trình khử Fe (III) về Fe
(II) trong phản ứng Fenton chuẩn.
- Sự có mặt của phối tử oxalat trong phức sắt làm tăng độ tan của sắt, giảm quá trình kết tủa.
Trong thành phần của chất Fenton, tỉ lệ giữa Fe (II)/H2O2 có thể biến động trong khoảng rộng
mà việc xác định chúng được dựa trên hiệu quả của từng hệ cụ thể thông qua các thí nghiệm. Sắt
(II) có mặt trong thành phần Fenton hoặc được xem là vai trò xúc tác hoặc chất tham gia phản
ứng. Sắt (II) được xem là chất xúc tác do quá trình tái sinh lại chính nó (khử Fe (III) về Fe (II)
với các phản ứng thích hợp) và khi đó tỷ lệ Fe (II)/H2O2 7,8 sẽ làm giảm
tốc độ phân huỷ. Quá trình axit hoá ít bị nhạy cảm đối với pH, nếu quá trình xảy ra nhanh sẽ gây
hiện tượng ―bị chua‖.
Một số các chất gây độc cho quá trình xử lý yếm khí ngay ở nồng độ thấp: kim loại nặng, hợp
chất hữu cơ - clo. Chất gây độc thường gặp nhất là sunfua (S2-) và oxy tan trong nước. Oxy thâm
nhập vào hệ thống qua đầu vào hoặc các vị trí không kín của hệ. Sunfua có thể hình thành qua
quá trình khử sunfat, hàm lượng sunfat trong nước rác là không thấp.
Thật ra xử lý yếm khí đã được sử dụng khá lâu trong đời sống hàng ngày nhưng chỉ mới được
―tái phát hiện‖ và sử dụng rộng rãi gần đây, đặc biệt nhờ vào kỹ thuật tiến hành ―chảy ngược qua


~ 85 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


lớp bùn yếm khí‖ (Up flow anaerobic sludge blanket, UASB) và do cuộc khủng hoảng dầu lửa
1973.
Kỹ thuật UASB được Lettinga và cộng sự phát triển vào những năm 70 (trường Wageningen,
Hà Lan). Cho tới nay, đây là kiểu kỹ thuật đạt hiệu quả cao và phổ biến rộng rãi nhất. Nhiều hệ
thống lớn đã được xây dựng và vận hành tại các vùng có khí hậu nhiệt đới, một số trạm pilot
được xây dựng để đánh giá tại các vùng ôn đới.
Đặc trưng quan trọng của hệ UASB là vùng tách pha: Nước thải được dồn vào đáy, phân bố
đều chảy ngược lên trên qua một lớp bùn ( chiếm 50 -70% chiều cao ), tức là chủng vi sinh yếm
khí, tại phần trên cùng bùn được lắng, khí tách ra khỏi hệ thống.
Hiệu quả xử lý của kỹ thuật UASB trước hết là do sự tiếp xúc có hiệu quả của các chất gây ô
nhiễm với tập đoàn vi sinh vật yếm khí (lớp bùn), và để duy trì được sự tiếp xúc, các thông số
công nghệ: tốc độ dâng nước, khả năng lắng của bùn, khả năng sinh khí trong thiết bị, phân phối
đều dòng vào, chống bùn tràn ra ngoài cần được tính toán chu đáo. Khi các thông số nêu trên
được kiểm soát thì hiệu quả xử lý phụ thuộc vào: bản chất của chất ô nhiễm, mật độ vi sinh cùng
với một số các thông số về điều kiện vận hành (pH, nhiệt độ...).


13. 3. 3. 1. Hiệu quả xử lý chất hữu cơ.

Nghiên cứu xử lý yếm khí nước rác được thực hiện trên thiết bị UASB (hình 13. 1).




~ 86 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Để có thể theo dõi được tốc độ
phân huỷ, thiết bị UASB có các
Nước
điểm lấy mẫu khác nhau, tương
thải ra
ứng với thời gian lưu thuỷ lực
khác nhau.
Điểm
Tốc độ dâng nước được duy trì
lấy mẫu
(0,6 - 0,9 m/giờ) thông qua điều
chỉnh tốc độ thể tích của bơm định
lượng. Mật độ vi sinh vật được
duy trì 4 g và 8 g/l. Vi sinh yếm
khí có nguồn gốc từ xử lý nước
thải thuỷ sản, nước giết mổ gia súc
và nước rác (đã được thuần chủng
gần 2 năm, giai đoạn làm quen với
nước rác là 4 tháng).
Nước rác được nghiên cứu là Nước thải
nước rác lấy trực tiếp từ nguồn vào
(chân hố chôn lấp) và ở hồ vi sinh
Hình 13. 1. Sơ đồ cột UASB sử
số 1 (Nam Sơn, Hà Nội) vì tại hai
dụng trong thí nghiệm.
vị trí đó COD còn tương đối cao
hơn so với các vị trí khác. Nước
rác nguồn và hồ 1 được thí nghiệm
không điều chỉnh pH và có điều
chỉnh pH từ nước nguồn.
Ngoài ra, để đánh giá hoạt tính của tập đoàn vi sinh và so sánh với khả năng phân huỷ so với
các chất hữu cơ khác thí nghiệm được tiến hành có bổ xung thêm đường với nồng độ 2g/l ( 
COD là 2000 mgO2/l). Tất cả các thí nghiệm đối với hệ UASB có thời gian lưu thuỷ lực là 8 giờ.
Các thông số phân tích theo dõi quá trình phân huỷ yếm khí gồm: pH, COD, NH4+, axit hữu cơ
bay hơi VFA, độ kiềm, T - P. Mỗi thí nghiệm đều được lặp lại năm lần trong cùng điều kiện.
Kết quả thí nghiệm được ghi lại trong bảng 13. 11, 13. 12,13. 13, 13. 14.

Bảng 13. 11. Xử lý yếm khí: nước rác hồ 1, không điều chỉnh pH, thời gian lưu thủy lực 8 giờ. Sử
dụng đồng thời hai cột yếm khí với nồng độ vi sinh 4 và 8 g/l.
Số thứ tự thí nghiệm Hiệu
Trung
Chỉ tiêu 5 bình min max suất,%
1 2 3 4


~ 87 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Vào 590 528 581 799 907 670,4 528 907 -
Ra (4 g/l) 581 516 579 770 889 656,7 516 889 2,1
COD
(mgO2/l) Ra (8 g/l) 569 521 571 759 871 648,4 521 871 3,3
Vào 302,5 402,5 425 320 267 331,9 267 425 -
Ra (4 g/l) 298,5 405,2 419 330 274 331,8 274 419 -
NH3
(mgN/l) Ra (8 g/l) 297,2 411,8 421 334 271 333,6 271 421 -
Vào 33,7 26,9 22,4 14,5 11,2 20,37 11,2 33,7 -
VFA
Ra (4 g/l) 16,8 14,8 11,2 49,4 31,4 22,46 11,2 49,4 -
(mg
CH3COOH/l) Ra (8 g/l) 18,2 16,8 11,2 22,4 22,4 17,24 11,2 22,4 -
Vào 2750 2750 2250 2770 2660 2571 2070 2770 -
Kiềm Ra (4 g/l) 2910 2680 2195 2740 2670 2576 2125 2910 -
(mg CaCO3/l) a (8 g/l) 3030 2795 2215 2735 2665 2598 2050 3030
R -
Vào 5,04 4,58 5,25 4,66 5,74 5,27 4,6 6,4 -
Ra (4 g/l) 4,23 4,19 4,95 3,86 4,98 4,63 3,9 5,2 12,1
T-P
(mg/l) Ra (8 g/l) 4,51 4,32 5,15 3,58 5,02 4,75 3,6 5,8 9,8
Vào 8,43 8,16 7,78 8,57 8,96 8,39 7,8 9,0 -
Ra (4 g/l) 8,26 8,17 7,81 8,45 8,76 8,37 7,8 8,8 -
pH
Ra (8 g/l) 8,15 8,16 7,69 8,5 8,89 8,35 7,7 8,9 -


Số liệu của bảng 13. 11 cho thấy: với nước rác có nồng độ COD từ 528 đến 907 mgO 2/l hiệu
quả xử lý rất thấp, chỉ đạt 2 - 3%. Với nước rác ngay từ nguồn thải có độ ô nhiễm cao hơn (COD
từ 1650 - 1906 mgO2/l) với thời gian lưu thuỷ lực là 8 giờ, mật độ vi sinh 8 g/l hiệu quả xử lý
yếm khí cũng đạt chưa tới 4% (bảng 13. 12). Hiệu quả xử lý photpho đạt khá hơn, xấp xỉ 10%.

Bảng 13. 12. Xử lý yếm khí: Nước rác nguồn không điều chỉnh pH, mật độ vi sinh 8 g/l.
Số thứ tự thí nghiệm Hiệu
Trung min max
suất, %
Chỉ tiêu bình
1 2 3 4
Vào 1735 1821 1650 1906 1778 1650 1906 -
COD
Ra 1685 1740 1588 1836 1712 1588 1836 3,7
(mgO2/l
Vào 645 661 622 685 653 622 685 -
NH3
(mg N/l) Ra 643 658 623 681 651 623 681 -
Vào 62,9 44,8 40,5 66,7 53,7 40,5 66,7 -
VFA (mg
CH3COOH/l) Ra 22,4 22,4 15,7 29,2 22,4 15,7 29,2 -


~ 88 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Kiềm Vào 5000 4890 4910 4990 4948 4890 5000 -
(mg CaCO3/l) Ra 4860 4820 4820 4860 4840 4820 4860 -
Vào 6,84 7,1 6,75 6,98 6,92 6,75 7,1 -
T-P
(mg/l) Ra 5,85 6,91 6,12 5,78 6,17 5,78 6,91 10,8
Vào 8,26 8,23 8,29 8,18 8,24 8,18 8,29
pH
Ra 8,09 8,17 8,16 8,11 8,13 8,09 8,17


Hiệu quả xử lý COD thấp có thể do những nguyên nhân: COD trơ khó phân huỷ, hoạt độ của
vi sinh thấp, vùng pH không thích hợp, ảnh hưởng bất lợi của ion clorua và sunfat trong nước
rác.
Để kiểm tra các yếu tố trên, trước hết thí nghiệm tiến hành với nước rác nguồn có độ ô nhiễm
COD từ 1625 - 1796 mgO2/l, thời gian lưu thuỷ lực là 8 giờ, mật độ sinh khối 8 g/l và điều chỉnh
pH trước khi vào hệ UASB về vùng tối ưu (7,46 - 7,52). Kết quả thu được về hiệu suất xử lý
COD cũng vẫn chỉ đạt được khoảng 4% (bảng 13. 13).
Nhằm kiểm tra hoạt độ vi sinh và tính khó (dễ) sinh huỷ chất hữu cơ trong nước rác, thí
nghiệm được thực hiện trên nền nước rác của hồ 1 và bổ xung thêm 2 g/l đường, tương ứng với
COD  2000 mgO2/l, trong điều kiện không chỉnh pH. Với thời gian lưu thuỷ lực 8giờ, hiệu quả
xử lý COD đạt được 27% và 48% tương ứng với mật độ vi sinh là 4 và 8 g/l. Hiệu suất xử lý
COD là khá tốt, tuy nhiên sẽ đạt cao hơn nếu tăng thêm thời gian lưu thuỷ lực vì giá trị VFA còn
khá cao trong cả hai thiết bị có mật độ vi sinh khác nhau và cao hơn trong cột có mật độ vi sinh
thấp (bảng 13. 14), trong khi hàm lượng VFA trong các thí nghiệm trước đó có giá trị rất thấp
(bảng 13. 11, 13. 12, 13. 13). Điều kiện yếm khí (tính khử ORP) của môi trường trong tất cả các
thí nghiệm đều đảm bảo, đều thấp hơn - 300 mV, điều đó chứng tỏ môi trường không chứa oxy
hoà tan.

Bảng 13. 13. Xử lý yếm khí: Nước rác nguồn có điều chỉnh pH, mật độ vi sinh 8 g/l.
Số thứ tự thí nghiệm Hiệu
trung min max
suất, %
chỉ tiêu bình
1 2 3 4
Vào 1728 1695 1625 1796 1711 1625 1796 -
COD
(mgO2/l) Ra 1650 1620 1550 1720 1635 1550 1720 4,4
Vào 645 672 629 685 658 629 685 -
NH3
(mg N/l) Ra 629 685 625 683 656 625 685 -
Vào 27,8 22,4 11,8 36,7 24,7 11,8 36,7 -
VFA (mg
Ra 22,4 11,2 11,2 22,4 16,8 11,2 22,4 -
CH3COOH/l)



~ 89 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Kiềm Vào 4740 4680 4625 4795 4710 4625 4795 -
(mg CaCO3/l) Ra 4620 4705 4595 4730 4663 4595 4730 -
Vào 6,89 7,1 6,85 6,45 6,82 6,45 7,1 -
T-P
(mg/l) Ra 6,01 6,87 6,45 5,78 6,28 5,78 6,87 7,9
Vào 7,46 7,52 7,5 7,48 7,49 7,46 7,52 -
pH
Ra 7,51 7,23 7,42 7,31 7,37 7,23 7,51 -


13. 3. 3. 2. Ảnh hưởng của sunfat.

Nước rác thường chứa sunfat và clorua với hàm lượng đáng kể so với nước sinh hoạt, các yếu
tố này có thể tham gia hoặc ảnh hưởng đến quá trình xử lý COD yếm khí.


Bảng 13. 14. Xử lý yếm khí: Nước rác hồ 1 có bổ sung 2g đường /l. Sử dụng hai cột với mật
độ vi sinh 4 và 8 g/l.
Số thứ tự thí nghiệm
Hiệu
Trung min max
suất, %
Chỉ tiêu bình
1 2 3 4
8,74 9,11 8,34 8,64 8,71 8,34 9,11 -
Vào
pH
Ra (4 g/l) 7,66 7,9 7,48 7,6 7,66 7,48 7,9 -

Ra (8 g/l) 7,63 7,65 7,38 7,9 7,64 7,38 7,9 -
2060 2140 1500 1500 1800 1500 2140 -
Vào
Kiềm
(mgCaCO3/l) Ra (4 g/l) 2080 2120 1640 1590 1858 1590 2120 -

Ra (8 g/l) 2120 2150 1680 1600 1888 1600 2150 -
3155 3235 2750 2270 2853 2270 3235 -
Vào
COD
(mgO2/l) Ra (4 g/l) 2303 2355 2010 1650 2080 1650 2355 27,1

Ra (8 g/l) 1700 1855 1180 1185 1480 1180 1855 48,1
272 207 150 162 198 150 272 -
Vào
NH4+
(mgN/l) Ra (4 g/l) 242 183 147 163 184 147 242 -

Ra (8 g/l) 273 208 167 175 206 167 273 -
58,7 62,3 81,0 86,0 72,0 58,7 86,0 -
Vào
SO42-
Ra (4 g/l) 29,3 41,3 65,3 64,0 50,0 29,3 65,3 -
(mgS/l)
Ra (8 g/l) 32,3 28,3 37,7 55,7 38,3 28,3 55,7 -


~ 90 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Cl- (mg/l) 1575 1500 1575 1280 1483 1280 1575 -
Vào
Ra (4 g/l) 3,5 1,9 7 13,9 6,6 1,9 13,9 -
H2S
(mgS/l) Ra (8 g/l) 4,25 1,6 14,2 18,3 9,6 1,6 18,3 -
22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 -
Vào
VFA (mg
CH3COOH/l) Ra (4 g/l) 292 314 500 287 348,3 287 500 -

Ra (8 g/l) 146 166 224 157 173,3 146 224 -
90 98 115 146 112,3 90 146 -
Vào
ORP
Ra (4 g/l) -349 -350 -350 -320 -342,3 -350 -320 -
(mV)
Ra (8 g/l) -358 -349 -328 -364 -349,8 -364 -328 -
Đối với quá trình dị hóa do phản ứng hoá học (oxidative catabolism, sinh ra năng lượng) chất
hữu cơ có thể bị oxy hoá với các chất oxy hoá khác nhau: oxy hoà tan (hiếu khí) hoặc với nitrit,
nitrat, sunfat (tuỳ nghi, dị dưỡng). Chất oxy hoá đóng vai trò chất thu nhận điện tử từ chất hữu
cơ, khi nhận, hoá trị của oxy giảm từ 0 tới -2, nitơ trong nitrat từ +5 xuống 0, nitơ trong nitrit từ
+3 xuống 0 (N2) và lưu huỳnh từ +6 (SO42-) xuống -2 (trong S2-). Tính theo khối lượng thì cứ 8g
O2, (1/4 mol), 2,8g nitơ trong nitrat (1/5 mol), 4,6g nitơ trong nitrit (1/3 mol) hoặc 4g S trong
sunfat (1/8 mol) sẽ tiếp nhận được 1 mol điện tử từ chất hữu cơ. Vì 1g COD sẽ được oxy hoá bởi
1g oxy tính theo tỉ lượng ( theo định nghĩa ) nên để oxy hoá 1g hợp chất hữu cơ theo COD sẽ hết
0,35g nitơ trong nitrit [21].
Trong quá trình xử lý yếm khí, một phần sunfat đã chuyển hoá thành sunfua (S2-) với hiệu suất
khá cao (30 - 60%). Suy giảm COD trong quá trình xử lý yếm khí do tác nhân sunfat đóng góp
không nhiều lắm vì cứ giảm được 100g lưu huỳnh trong sunfat (300g sunfat) thì mới giảm được
50g COD, loại có khả năng sinh huỷ. Lượng sunfua hình thành thường thấp hơn nhiều so với
lượng sunfat mất đi (xem các bảng 13. 15, 13. 16, 13. 17, 13. 18, 13. 19), sự hao hụt chủ yếu là
do bay hơi, bị cuốn theo khí metan và dioxit carbon hình thành trong thiết bị yếm khí UASB.
Phản ứng xảy ra khá thuận vì điều kiện thế oxy hoá khử rất thấp ( nhỏ hơn -300mV) và chất hữu
cơ COD dễ sinh huỷ ( đường).
Tiếp tục nghiên cứu ảnh hưởng của nồng độ sunfat lên hiệu quả xử lý COD yếm khí, thí
nghiệm được tiến hành có bổ xung thêm đường (2g/l) và sunfat với các mức nồng độ khác nhau,
nồng độ sunfat cao nhất đạt tới 900mg/l (1g sunfua tương ứng với 3g sunfat). Kết quả nhận được
(bảng 13. 15 - 13. 19) cho thấy hiệu suất khử sunfat có tăng khi nồng độ sunfat ban đầu cao, tuy
vậy sự thay đổi hiệu quả xử lý COD không thay đổi nhiều, lệch nhau không quá 7% (xem hình
13. 2) khi nồng độ sunfat dao động trong khoảng 100 đến 900mg/l. Thực tế, hàm lượng sunfat
cao hơn nước thải sinh hoạt nhiều lần nhưng có lẽ cũng ít có khả năng cao hơn 600mg/l nên có
thể cho rằng sự có mặt của sunfat ảnh hưởng không nhiều đến hiệu quả xử lý COD yếm khí. Tuy


~ 91 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


vậy, trong xử lý yếm khí xảy ra quá trình khử sunfat thành sunfua với mức độ khá cao. Sự tạo
thành sunfua có lợi ở chỗ sẽ xử lý được hầu hết các kim loại nặng trong nước (nếu có) nhưng nếu
chúng không thoát được ra khỏi hệ thống thì có thể sẽ gây độc đối với vi sinh vật. Điều này cần
lưu ý khi xây dựng hệ thống xử lý yếm khí.


Bảng 13. 15. Ảnh hưởng của sunfat lên hiệu quả xử lý yếm khí không bổ sung
sunfat, mật độ vi sinh 8 g/l.

Hiệu
STT thí nghiệm 1 2 3 4 TBình min max
suất

Vào 8,74 9,11 8,49 9,06 8,85 8,49 9,11

pH Ra 7,63 7,65 7,67 7,95 7,73 7,63 7,95

Vào 2060 2140 2160 2240 2150 2060 2240
Kiềm
Ra 2120 2150 2050 2250 2143 2050 2250
mgCaCO3/l

42,2
Vào 3155 3235 2510 2800 2925 2510 3235
COD
mgO2/l) Ra 1700 1855 1360 1845 1690 1360 1855

Vào 272 207 278 287 261 207 287
NH4+
(mgN/l) Ra 273 208 267 250 250 208 273

Vào 58,5 62,3 45,3 51,7 54,4 45,3 62,3
SO42-
mgS/l) Ra 32,3 28,3 38,3 18,3 29,3 18,3 38,3

Cl- (mg/l) Vào 1575 1500 1550 1675 1575 1500 1675

H2S (mgS/l) Ra 4,3 1,6 16,8 13,0 8,9 1,6 16,8

Vào 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4
VFA (mg
CH3COOH/l) Ra 146 166 139 128 145 128 166

Vào 90 98 111 62 90 62 111
ORP
(mV) Ra -358 -349 -348 -347 -351 -358 -347



~ 92 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Bảng 13. 16. Ảnh hưởng của sunfat lên hiệu quả xử lý yếm khí (vùng nồng độ
2-
sunfat 243 - 295 mg/l, 1mg SO4 /l = 3mg S/l), mật độ vi sinh 8 g/l.

STT thí nghiệm TB min max H suất
1 2 3 4 5

8,34 8,64 8,74 8,16 9,08 8,59 8,16 9,08
Vào

pH 7,38 7,90 8,41 7,55 7,83 7,81 7,38 8,41
Ra

1500 1500 2380 2550 2400 2066 1500 2550
Vào
Kiềm
1680 1600 2440 2650 2590 2192 1600 2650
mgCaCO3/l Ra

2750 2270 3155 2100 2330 2521 2100 3155 41,3
Vào
COD

mgO2/l) 1180 1185 2140 1285 1615 1481 1180 2140
Ra

150 162 340 415 368 287 150 415
Vào
NH4+

(mgN/l) 207 175 302 371 391 289 175 391
Ra

81,0 86,0 88,7 93,7 98,3 89,5 81,0 98,3
Vào
SO42-

37,5 55,7 50,7 61,7 65,0 54,1 37,5 65,0
mgS/l) Ra

Cl- (mg/l) 1575 1280 1675 1650 1666 1569 1280 1675
Vào

H2S (mgS/l) 14,2 18,3 18,5 36,3 34,8 24,4 14,2 36,3
Ra

22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4
Vào
VFA (mg
224 157 190 162 182 183 157 224
CH3COOH/l) Ra

115 146 56 91 83 98 56 146
Vào
ORP

(mV) -328 -364 -377 -386 -380 -367 -386 -328
Ra


Bảng 13. 17. Ảnh hưởng của sunfat lên hiệu quả xử lý yếm khí (vùng nồng độ
sunfat 400 - 500 mg/l, 1mg SO42-/l = 3mg S/l), mật độ vi sinh 8 g/l.



~ 93 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


STT thí nghiệm TB min max H suất
1 2 3 4 5 6

8,95 8,82 8,92 8,53 9,08 8,82 8,85 8,53 9,08
Vào

pH 7,83 7,74 7,51 7,7 7,37 7,64 7,63 7,37 7,83
Ra

Vào 2830 1940 1780 2480 1380 2800 2202 1380 2830
Kiềm
2800 2440 1980 2530 1800 2800 2392 1800 2800
mgCaCO3/l Ra

Vào 2830 2240 2390 2755 2340 3100 2609 2240 3100 35,3
COD

mgO2/l) 1965 1600 1605 1820 1115 2020 1688 1115 2020
Ra

NH4+(mgN/l) Vào 426 244 164 337 136 391 283 136 426

167 133 133 143 133 155 144 133 167
Vào
SO42-

143 100 127 87 114 112 114 87 143
mgS/l) Ra

Cl- (mg/l) Vào 1631 1524 1418 1700 1418 1595 1548 1418 1700

H2S (mgS/l) 20,0 19,8 12,5 - 24,8 19,3 19,3 12,5 24,8
Ra

22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4
Vào
VFA (mg

CH3COOH/l) 408 431 336 247 381 345 358 247 431
Ra

ORP (mV) 62 132 120 89 118 95 103 62 132
Vào

-377 -369 -366 -376 -370 -367 -371 -377 -366
Ra




Bảng 13. 18. Ảnh hưởng của sunfat lên hiệu quả xử lý yếm khí (vùng nồng độ
2-
sunfat 600 - 685 mg/l, 1mg SO4 /l = 3mg S/l), mật độ vi sinh 8 g/l.




~ 94 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


STT thí nghiệm TB min max Hiệu suất
1 2 3 4

8,76 8,52 8,97 9,03 8,82 8,52 9,03
Vào

pH 7,75 7,46 7,53 7,67 7,60 7,46 7,75
Ra

Vào 2340 2410 2460 2500 2428 2340 2500
Kiềm
2580 2580 2400 1760 2330 1760 2580
mgCaCO3/l Ra

Vào 2205 2575 3300 3305 2846 2205 3305 35,3
COD

mgO2/l) 1025 1580 2445 2320 1843 1025 2445
Ra

NH4+ (mgN/l) Vào 326 390 373 485 394 326 485


Vào 198,3 204,2 228,7 181,7 203,2 181,7 228,7
SO42-

134,7 166,7 183,0 161,7 161,5 134,7 183,0
mgS/l) Ra

Cl- (mg/l) Vào 1702 1861 1773 1932 1817 1702 1932

H2S (mgS/l) 39,5 29,0 23,0 18,3 27,5 18,3 39,5
Ra

22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4
Vào
VFA (mg
123 202 247 404 244 123 404
CH3COOH/l) Ra

101 77 58 98 84 58 101
Vào
ORP

(mV) -382 -374 -358 -360 -369 -382 -358
Ra




Bảng 13. 19. Ảnh hưởng của sunfat lên hiệu quả xử lý yếm khí (vùng nồng độ
2-
sunfat 710 - 887 mg/l, 1mg SO4 /l = 3mg S/l), mật độ vi sinh 8 g/l.




~ 95 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


STT thí nghiệm 1 2 3 4 5 6 TB min max HS

8,61 9,11 8,63 9,30 9,28 8,90 8,97 8,61 9,30
Vào

pH 7,78 7,66 7,92 8,17 7,71 7,28 7,75 7,28 8,17
Ra

Vào 2140 1990 1850 2200 2150 2050 2063 1850 2200
Kiềm
2240 2000 1950 2250 2200 2075 2119 1950 2250
mgCaCO3/l Ra

Vào 2885 2735 2860 2245 2785 2725 2706 2245 2885 40,6
COD

mgO2/l) 1580 1640 1770 1240 1755 1660 1608 1240 1770
Ra

NH4+ (mgN/l) Vào 301 256 235 210 216 201 237 201 301

237 293 285 253 265 296 272 237 296
Vào
SO42-

185 277 253 217 213 253 233 185 277
mgS/l) Ra

Cl- (mg/l) Vào 1471 1700 1850 1350 1400 1400 1529 1350 1850

H2S (mgS/l) 25,5 15,5 9,0 32,5 22,8 21,0 21,1 9,0 32,5
Ra

22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4
Vào
VFA (mg
224 258 471 274 397 819 407 224 819
CH3COOH/l) Ra

77 137 112 103 105 108 107 77 137
Vào
ORP

(mV) -374 -162 -149 -340 -336 -302 -277 -374 -149
Ra




~ 96 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


50




HiÖu suÊt xö lý COD, %
40

30

20

10

0
0 200 400 600 800 1000
SO4 2-, mg/l

Hình 13. 2. Ảnh hưởng của nồng độ sunfat lên hiệu suất xử lý COD


13. 3. 3. 3. Ảnh hưởng của clorua.

Clorua là tạp chất có nồng độ khá cao trong nước rác, sự có mặt của nó có thể ảnh hưởng tới
hoạt tính của vi sinh vật, chúng không có khả năng chuyển hoá về phương diện hoá học.
Thí nghiệm đánh giá ảnh hưởng của clorua được tiến hành trên nền nước rác, có bổ sung thêm
đường (2g/l) với cột UASB có mật độ vi sinh 4g/l. Với nồng độ clorua ban đầu là khoảng
1500mg/l, nước rác được bổ xung clorua (NaCl ) cho tới nồng độ cao nhất là khoảng 12000mg/l.
Kết quả thí nghiệm được ghi trong các bảng 13. 20 - 13. 24.
Hiệu quả xử lý COD giảm dần khi tăng nồng độ clorua trong nước thải và giảm rất nhanh khi
nồng độ clorua cao hơn 10.000 mg/l (hình 13. 3). Với nồng độ clorua ban đầu có trong nước rác
(1500mg/l) hiệu quả xử lý đạt 27%, giảm dần xuống 23,8%, 18,8% và 7,5% với các nồng độ
clorua tương ứng 4000, 8000, 10.000 và 12.000 mg/l.
Điều kiện của môi trường, ORP < -300mV là yếu tố đảm bảo cho sự hoạt động của vi sinh
yếm khí, suy giảm khả năng xử lý COD vì vậy có thể là do sự ức chế của yếu tố nồng độ clorua
lên hoạt tính vi sinh trong hệ, ví dụ theo cơ chế tăng áp suất thẩm thấu của màng tế bào.

Bảng 13. 20. Ảnh hưởng của Cl- lên hiệu quả xử lý yếm khí, không bổ sung Cl-, mật độ vi sinh 4
g/l.

STT thí nghiệm H suất
1 2 3 4 TB min max

pH 8,74 9,11 8,34 8,64 8,71 8,34 9,11
Vào



~ 97 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


7,66 7,90 7,48 7,60 7,66 7,48 7,90
Ra

2060 2140 1500 1500 1800 1500 2140
Vào
Kiềm
2080 2120 1640 1590 1858 1590 2120
mgCaCO3/l Ra

3155 3235 2750 2270 2853 2270 3235 27,1
V ào
COD

(mgO2/l) 2303 2355 2010 1650 2080 1650 2355
Ra

NH4+(mgN/l) Vào 272 207 150 162 198 150 272

58,5 62,3 81,0 86,0 72,0 58,5 86,0
Vào
SO42-

29,3 41,3 65,3 64,0 50,0 29,3 65,3
mgS/l) Ra

Cl- (mg/l) 1575 1500 1575 1280 1483 1280 1575
Vào

H2S (mgS/l) 3,5 1,9 7,0 13,9 6,6 1,9 13,9
Ra

22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4
Vào
VFA (mg
292 314 500 287 348 287 500
CH3COOH/l) Ra

90 98 111 62 90 62 111
Vào
ORP

-349 -350 -350 -320 -342 -350 -320
(mV) Ra




Bảng13. 21. Ảnh hưởng của Cl- lên hiệu quả xử lý yếm khí (vùng nồng độ
Cl- 3175 - 4575), mật độ vi sinh 4 g/l.

STT thí nghiệm 1 2 3 4 5 6 TB min max HS

8,5 8,77 8,72 8,65 8,15 9,05 8,64 8,15 9,05
Vào

pH 7,26 7,75 7,98 7,48 7,39 7,62 7,58 7,26 7,98
Ra




~ 98 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát



Vào 2260 2440 2500 2490 2520 2400 2435 2260 2520
Kiềm
2140 2340 2440 2430 2500 2480 2388 2140 2500
mgCaCO3/l Ra

Vào 3005 3035 2910 3355 2395 2460 2860 2395 3355 23,8
COD

mgO2/l) 2230 2300 2220 2610 1975 1740 2179 1740 2610
Ra

320 317 305 325 351 364 330 305 364
Vào
NH4+

287 291 334 328 363 381 331 287 381
(mgN/l) Ra

Vào 77,3 116,7 94,0 140,0 76,7 77,7 97,1 76,7 140,0
SO42-

62,0 65,3 56,3 86,0 54,7 43,3 61,3 43,3 86,0
mgS/l) Ra

Cl- (mg/l) Vào 3175 4100 4200 4575 3175 3545 3795 3175 4575

H2S (mgS/l) 26,3 19,8 23,5 29,0 27,0 25,1 19,8 29,0
Ra

Vào 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4
VFA (mg
357 386 325 460 357 377 325 460
CH3COOH/l) Ra

98 81 76 92 73 74 82 73 98
Vào
ORP

-369 -367 -369 -380 -372 -365 -370 -380 -365
(mV) Ra




Bảng 13. 22. Ảnh hưởng của Cl- lên hiệu quả xử lý yếm khí (vùng nồng độ
Cl- 7834 - 8933), mật độ vi sinh 4 g/l.

STT thí nghiệm H suất
1 2 3 4 TB min max

8,97 8,55 8,78 8,67 8,74 8,55 8,97
Vào

pH 7,60 7,25 7,74 7,57 7,54 7,25 7,74
Ra

Kiềm 2140 2500 2880 2800 2580 2140 2880
Vào



~ 99 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


mgCaCO3/l
2500 2480 2780 2840 2650 2480 2840
Ra

3215 3610 3075 2970 3218 2970 3610 18,8
Vào
COD

(mgO2/l) 2510 2895 2540 2505 2613 2505 2895
Ra

NH4+ (mgN/l) Vào 292 373 420 392 369 292 420

Vào 297,7 278,3 273,3 267,3 279,2 267,3 297,7
SO42-

218,3 223,3 260,0 243,3 236,3 218,3 260,0
mgS/l) Ra

Cl- (mg/l) 8189 8933 8650 7834 8402 7834 8933
Vào

H2S (mgS/l) 16 30 21,5 18,3 21,4 16 30
Ra

22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4
Vào
VFA (mg
552 621 505 481 540 481 621
CH3COOH/l) Ra

125 70 57 112 91 57 125
Vào
ORP

(mV) -371 -368 -372 -365 -369 -372 -365
Ra




Bảng 13. 23. Ảnh hưởng của Cl- lên hiệu quả xử lý yếm khí
(vùng nồng độ Cl- 9.926 - 10.209), mật độ vi sinh 4 g/l.

STT thí nghiệm min max H suất
1 2 3 4 TB

8,37 8,71 8,64 8,63 8,588 8,37 8,71
Vào
pH

7,45 7,37 7,27 7,18 7,318 7,18 7,45
Ra

Kiềm 2130 2430 1940 2030 2133 1940 2430
Vào




~ 100 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


mgCaCO3/l
2170 2400 2440 2050 2265 2050 2440
Ra

3340 3915 2630 2170 3014 2170 3915 16,1
Vào
COD

mgO2/l) 2780 3315 2165 1850 2528 1850 3315
Ra

NH4+ (mgN/l) Vào 298 391 264 249 300,5 249 391

SO42- 1015 1100 1015 845 993,8 845 1100
Vào

mgS/l) 855 820 865 800 835 800 865
Ra

Cl- (mg/l) 9926 10103 10209 10068 10077 9926 10209
Vào

H2S (mgS/l) 23,3 44,5 43,25 32 35,76 23,3 44,5
Ra

22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4
Vào
VFA (mg
471 759 698 792 680 471 792
CH3COOH/l) Ra

86 48 133 152 104,8 48 152
Vào
ORP

(mV) -362 -363 -367 -359 -363 -367 -359
Ra




Bảng 13. 24. Ảnh hưởng của Cl- lên hiệu quả xử lý yếm khí
(vùng nồng độ Cl- 11273 - 12690). Mật độ vi sinh 4 g/l.

STT thí nghiệm TBình min max H suất
1 2 3 4 5

8,62 8,82 8,42 9,02 8,47 8,67 8,42 9,02
Vào

pH 7,38 7,29 7,38 7,51 6,95 7,3 6,95 7,51
Ra

Kiềm 1960 2500 1875 2225 2050 2122 1875 2500
Vào




~ 101 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


mgCaCO3/l
1980 1760 1900 2150 2100 1978 1760 2150
Ra

2805 3320 2840 2190 2630 2757 2190 3320
Vào
COD

(mgO2/l) 2690 3035 2540 2030 2450 2549 2030 3035 7,5
Ra

NH4+ (mgN/l) Vào 236 465 249 210 213 275 210 465

1065 1230 1155 880 1120 1090 880 1230
Vào
SO42-

1000 880 1035 795 965 935 795 1035
mgS/l) Ra

Cl- (mg/l) Vào 11273 126911240011300 12300 11993 11273 12691

H2S (mgS/l) 9,8 44,3 12,3 23,3 19,5 21,8 9,8 44,3
Ra

22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4 22,4
Vào
VFA (mg
471 740 613 931 1185 788 471 1185
CH3COOH/l) Ra

180 121 125 106 107 128 106 180
Vào
ORP

(mV) -358 -369 -316 -344 -341 -346 -369 -316
Ra




30
HiÖu suÊt xö lý COD, %




20


10


0
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000
Nång ®é Cl-, mg/l
Hình 13. 3. Ảnh hưởng của
nồng độ clorua lên hiệu suất xử lý COD.



~ 102 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Nhận xét về quá trình xử lý yếm khí.
Với những kết quả đã thu được trong quá trình xử lý yếm khí có thể rút ra một số nhận xét
sau:
- Các loại nước rác đã khảo sát đều có nồng độ COD không cao lắm và bản chất của các chất hữu
cơ có độ trơ cao, không phù hợp cho quá trình lên men yếm khí. Với nồng độ COD ban đầu từ
500 -1900mg/l, thời gian lưu thuỷ lực 8 giờ, mật độ sinh khối 8g/l, trong khoảng nhiệt độ 28 -
34oC hiệu quả xử lý chỉ đạt tới khoảng 4%. Với hiệu quả thấp như vậy việc áp dụng công nghệ
xử lý yếm khí sẽ tỏ ra ít thích hợp đối với nước rác. Nguyên nhân bao trùm nhất có lẽ là : trong
điều kiện chôn lấp rác ở nước ta, với nhiệt độ và độ ẩm cao, quá trình phân huỷ yếm khí rác đã
xảy ra rất mãnh liệt và sâu, những thành phần chất hữu cơ có khả năng sinh huỷ đã được phân
huỷ, phần COD còn lại trong nước thải khó bị phân huỷ tiếp trong điều kiện yếm khí. Có lẽ đó
là một đặc trưng riêng rất khác biệt với các vùng có khí hậu lạnh (bắc, tây Âu), nơi thường đưa
ra các số liệu khá cao về COD và có khả năng sinh huỷ yếm khí khả dĩ hơn.
- Trong quá trình xử lý yếm khí, lượng photpho trong nước thải giảm khoảng 10%, chủ yếu là do
tham gia vào cấu tạo tế bào của vi sinh vật và kết tủa. Tuy vậy, sự suy giảm photpho là điều
không có lợi cho phương pháp xử lý vi sinh tiếp theo đó vì trong nước rác tỉ lệ photpho/nitơ
thường là rất thấp, chúng cần được bổ xung thêm khi xử lý hiếu khí hay thiếu khí sau đó.
- So với nước thải sinh hoạt, nồng độ sunfat trong nước rác cao hơn nhiều lần, sự có mặt của
sunfat với nồng độ tới 800 mg/l ít ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý COD, tuy nhiên trong quá
trình xử lý yếm khí chúng bị khử về dạng sunfua, dạng gây độc đối với vi sinh vật nên cần phải
giải phóng chúng ra khỏi hệ.
- Clorua trong nước rác khá cao, có thể tới 2000 mg/l, mặc dù không có sự chuyển hoá nhưng là
yếu tố ức chế quá trình xử lý vi sinh yếm khí, đặc biệt khi nồng độ của nó cao hơn 10.000 mg/l.
Đó là yếu tố cần lưu ý với các bãi chôn lấp rác dễ tiếp xúc với nước biển hoặc nước lợ.


13. 3. 4. Xử lý hiếu khí.

Từ các kết quả phân tích cho thấy yếu tố cần được quan tâm xử lý trong nước rác chính là
thành phần chất hữu cơ (COD) và hợp chất nitơ (chủ yếu là amoni).
Khác với xử lý amoni, xử lý COD (phần có khả năng sinh huỷ) được thực hiện chỉ qua một
bước là tới sản phẩm bền (H2O, CO2) bởi chủng loại vi sinh dị dưỡng có tốc độ phát triển cao do
quá trình oxy hoá chất hữu cơ với oxy hoà tan sản sinh ra nhiều năng lượng.
Xử lý amoni hay hợp chất hữu cơ chứa nitơ (thêm giai đoạn thuỷ phân, xảy ra khá nhanh)
bằng phương pháp vi sinh trải qua nhiều giai đoạn: oxy hoá amoni thành nitrit, nitrat với oxy do
chủng vi sinh Nitrosomonas và Nitrobacter tiến hành nối tiếp nhau. Giai đoạn tiếp theo là khử



~ 103 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


nitrit và nitrat về dạng khí nitơ do chủng vi sinh tuỳ nghi dị dưỡng. Xử lý hợp chất nitơ so với
COD trong nước thải khó khăn và tốn kém hơn rất nhiều do phải thực hiện qua nhiều giai đoạn
và điều kiện để thực hiện trong từng giai đoạn cũng phức tạp hơn.
Thực hiện oxy hoá chất hữu cơ trong quá trình hiếu khí đòi hỏi các điều kiện: lượng oxy hoà
tan ở mức 2 - 3 g/m3, mật độ vi sinh 2 - 4 g/l, thời gian lưu tế bào thấp hơn 10 ngày, khoảng pH
cho phản ứng rộng, 1 g COD (loại sinh huỷ) tiêu thụ khoảng 1,2 g oxy. Hiệu suất tạo thành sinh
khối khoảng 0,4 g sinh khối/g COD. [21].
Oxy hoá amoni thành nitrit do chủng vi sinh Nitrosomonas thực hiện:

4 NH4+ + 3 O2  2 NO2- + 2 H2O + 4 H+ (13-2)

Bước oxy hoá tiếp theo thành nitrat do vi sinh Nitrobacter thực hiện:

2 NO2- + O2  2 NO3- (13-3)

Điều kiện để duy trì phản ứng (13-2), (13-3) gồm:
- pH tối ưu nằm trong khoảng 7,6 - 8,6.
- 1g NH4+ tiêu thụ hết 7,2 g kiềm HCO3-.
- Hiệu suất tạo sinh khối tự dưỡng khoảng 0,15 g/g NH4+.
- Do tốc độ phát triển vi sinh tự dưỡng chậm nên thời gian lưu tế bào lớn, thông dụng có thể 30 -
40 ngày (thời gian lưu tế bào tỉ lệ nghịch với hoạt độ của vi sinh vật)
Theo tài liệu, đối với nước thải sinh hoạt, với nồng độ amoni không quá cao (thường là
khoảng 30 mg/l) và với độ kiềm không lớn (150 - 300 mg/l) phản ứng (13. 3) xảy ra với tốc độ
nhanh hơn nhiều so với phản ứng (13. 2), điều đó có nghĩa là nồng độ nitrit trong suốt giai đoạn
phản ứng luôn luôn nhỏ, thường là dưới 0,5 mg/l [22]. Theo một số tài liệu khác [23, 24, 25] thì
trong một số điều kiện nhất định như ít oxy hoà tan, nồng độ amoni ban đầu lớn, độ kiềm cao
hoặc thời gian lưu tế bào thấp (thời gian lưu tế bào bằng thời gian thuỷ lực) thì quá trình oxy hoá
đến trạng thái trung gian là nitrit được ưu tiên hơn, tức là nồng độ nitrit trong nước thải sẽ không
nhỏ. Hiệu ứng này đang được nghiên cứu kỹ và tận dụng để hạ giá thành vận hành hệ thống vì
nếu chỉ oxy hoá đến nitrit thì lượng oxy cần thiết sẽ ít hơn (66% so với oxy hoá đến nitrat), đỡ
tổn thất lượng oxy tiêu hao để oxy hoá chất hữu cơ trong giai đoạn tương ứng với quá trình
chuyển hoá của nitrit thành nitrat. Mặt khác quá trình khử nitrit về khí nitơ cũng thuận lợi hơn về
nhiều phương diện do nitrit lại là hợp chất trung gian của quá trình khử nitrat (xem 8. 1).
Trong một hệ chứa đồng thời cả chất hữu cơ sinh huỷ (COD) và amoni thì sẽ xảy ra cạnh
tranh các yếu tố cùng tham gia vào hai quá trình trên, ví dụ oxy hoà tan. Với các nước thải thông
dụng như nước thải sinh hoạt, ―phần thua‖ nghiêng hẳn về phía loại vi sinh tự dưỡng do mật độ
của chúng thường quá thấp trong tổng sinh khối [16]. Muốn thúc đẩy sự phát t riển của loại
nitrifier cần duy trì các điều kiện thích hợp đối với loại này. Không những kém về mật độ mà tốc



~ 104 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


độ oxy hoá amoni của vi sinh tự dưỡng (lượng amoni oxy hoá được trên một đơn vị thời gian và
sinh khối) nhỏ hơn nhiều so với loại vi sinh dị dưỡng oxy hoá COD (chỉ bằng 40 - 50%), điều đó
có nghĩa là qui mô về thiết bị để oxy hoá amoni sẽ lớn hơn ít nhất là gấp đôi so với quá trình oxy
hoá COD với cùng tải lượng.
Sau quá trình oxy hoá amoni, nitrit, nitrat được tiếp tục khử về dạng khí nitơ do các loại vi
sinh dị dưỡng tuỳ nghi thực hiện, trong giai đoạn này chất hữu cơ được vi sinh vật sử dụng với
vai trò là chất cho điện tử.
Từ các đặc trưng đã thu nhận được của nước rác từ các bãi rác khác nhau về COD, amoni,
tổng nitơ Kjeldahl và từ quá trình nghiên cứu phân huỷ yếm khí cho thấy:
- Tỉ lệ giữa C/N của hầu hết các nước rác đều rất thấp so với tỉ lệ tối ưu cho quá trình phát triển
vi sinh là C/N  20. Trong thành phần carbon, lượng có thể sinh huỷ cũng chiếm phần nhỏ
(bằng chứng là khi xử lý vi sinh yếm khí, hiệu quả chỉ đạt khoảng 3 - 4%). Về thực chất tỉ lệ
C/N sẽ còn nhỏ hơn nhiều trong khi xử lý so với các giá trị rút ra từ kết quả phân tích.
- pH và độ kiềm của nước rác cao, rất phù hợp với quá trình oxy hoá amoni. Lượng kiềm đáp
ứng đầy đủ cho phản ứng mà không cần bổ xung thêm.
- Hàm lượng photpho trong nước rác thấp so với amoni đối với sự phát triển hài hoà của vi sinh
vật.
Từ các nhận xét trên dẫn đến đối tượng và mục tiêu nghiên cứu của quá trình xử lý hiếu khí:
- Đối tượng cần nghiên cứu là quá trình oxy hoá amoni, oxy hoá COD chỉ là yếu tố phụ. Giải
quyết được quá trình oxy hoá amoni thì quá trình oxy hoá COD đã tự động được giải quyết.
- Cố gắng tránh làm mất COD (loại sinh hủy) trong quá trình xử lý hiếu khí mà để dành nó cho
quá trình khử nitrat, nitrit ở giai đoạn sau. Tuy vậy việc mất mát COD trong quá trình xử lý là
khó tránh khỏi vì cả COD lẫn amoni tồn tại đồng thời với nhau.
- Kiểm soát được quá trình oxy hóa chỉ đến trạng thái trung gian là nitrit nhằm tiết kiệm về giá
thành xây dựng hệ thống cũng như vận hành.
- Đánh giá các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình oxy hoá cạnh tranh giữa COD và amoni.
Từ các mục tiêu nêu trên nội dung cần được khảo sát gồm:
- Đánh giá tốc độ oxy hoá amoni dưới sự ảnh hưởng của nồng độ amoni ban đầu, tỉ lệ C/N, độ
kiềm trong nước rác cần xử lý.
- Khả năng kiểm soát tỉ lệ nitrit/nitrat trong cơ cấu sản phẩm hình thành của phản ứng oxy hoá
amoni.
Thí nghiệm oxy hoá amoni được tiến hành theo mẻ với nồng độ amoni ban đầu khác nhau từ
nguồn nước rác với COD có khả năng sinh huỷ nằm trong một khoảng nhất định nhằm đánh giá
ảnh hưởng của nồng độ amoni tại đầu vào. Các thí nghiệm tiếp theo đánh giá ảnh hưởng của quá
trình oxy hoá cạnh tranh giữa amoni với COD có nồng độ amoni và COD khác nhau. Do tỷ lệ
phần trơ của COD trong nước rác khá cao nên tỷ lệ C/N trong các thí nghiệm oxy hoá cạnh tranh


~ 105 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


được điều chỉnh bằng cách bổ xung thêm đường (1g đường tương ứng với 1,06 g COD có khả
năng sinh huỷ) vào nền nước rác.
Trong các thí nghiệm trên nước rác không cần điều chỉnh pH, độ kiềm. Lượng photpho được
bổ xung khi cần thiết nhằm duy trì sự hoạt động tốt cho vi sinh vật. Chủng loại vi sinh được sử
dụng trong các thí nghiệm được lấy từ trạm xử lý vi sinh, tại Nam Sơn, Sóc Sơn, Hà Nội. Hệ
thống xử lý đã hoạt động được trên hai năm nên có thể cho rằng chúng đã được ―làm quen‖ với
môi trường nước rác. Mật độ ổn định là 3 g/l (VSS = 1,8 g/l).
Tất cả các thí nghiệm đều được tiến hành với nước rác hoặc nền nước rác lấy tại các vị trí
khác nhau của bãi rác Nam Sơn, Hà Nội.
Nhiệt độ trong quá trình xử lý là nhiệt độ phòng nằm trong khoảng 28-30oC
Lượng oxy hoà tan trong các thí nghiệm oxy hoá thông thường được duy trì trong khoảng 3 -
5 g/m3, trong các thí nghiệm nhằm kiểm soát tỷ lệ nitrit/nitrat được điều chỉnh theo mục tiêu của
thí nghiệm.
Các số liệu động học của quá trình oxy hoá amoni (nồng độ amoni theo thời gian) được xử lý
theo phản ứng động học bậc 1, tức là tốc độ phản ứng phụ thuộc tuyến tính với nồng độ amoni
tại thời điểm đó.

dC
 k C (13-4)
dt
Giả thiết quá trình oxy hoá amoni là phản ứng bậc 1 thật ra là một sự đơn giản hoá nhiều so
với bản chất của hệ phản ứng: trong hệ xảy ra đồng thời phản ứng oxy hoá của amoni và chất
hữu cơ, cả amoni và chất hữu cơ đều phản ứng với tác nhân oxy hoà tan, cả hai ph ản ứng oxy
hoá trên không trực tiếp (tiếp xúc, va chạm) chuyển hoá mà là một quá trình sinh hoá xảy ra
trong tế bào của vi sinh vật. Tuy vậy quá trình oxy hoá amoni và COD được thực hiện bởi hai
chủng loại vi sinh khác nhau nên có thể coi là chúng độc lập đối với nhau hoặc ít ảnh hưởng trực
tiếp. Tác nhân tham gia vào phản ứng oxy hoá là oxy hoà tan và mật độ vi sinh tự dưỡng có thể
xem là không đổi trong thời gian xảy ra phản ứng nên có thể coi là chúng được chứa trong hằng
số tốc độ phản ứng k. Vì vậy phản ứng oxy hoá amoni được coi là phản ứng giả bậc một và được
xử lý như phản ứng bậc một nhằm đánh giá tốc độ phản ứng thông qua hằng số k.
Để xử lý số liệu thực nghiệm, biểu thức (13-4) được tích phân và viết dưới dạng tường minh:
C = Co. exp(-kt) (13-5)
Trong đó: Co, C là nồng độ amoni ban đầu (t = 0) và tại thời điểm t. Giá trị của k thể hiện tốc
độ của phản ứng, tốc độ lớn ứng với k lớn và ngược lại.
Sau đây là kết quả nghiên cứu thu được từ thực nghiệm:




~ 106 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


13. 3. 4. 1. Ảnh hưởng của nồng độ amoni ban đầu.

Kết quả thí nghiệm động học oxy hoá amoni được ghi trong bảng 13. 25 và biểu diễn trên
hình 13. 4 với nồng độ amoni ban đầu khác nhau.
Số liệu động học oxy hoá amoni được xử lý theo phương trình (13. 5) và thu được các giá trị
hằng số tốc độ k, hằng số k có các giá trị lần lượt là 0,3525, 0,2111 và 0,1352 tương ứng với
nồng độ amoni ban đầu là 112, 153 và 357 mg NH4-N/l. Hệ số tương quan của phương trình hồi
quy cao nhất (tương hợp tốt) là 0,994 và thấp nhất là 0,955 chứng tỏ các số liệu động học có thể
mô tả (về mặt hình thức) qua phương trình phản ứng bậc 1 như đã giả thiết ở phần trên.
Khi nồng độ amoni tăng thì hằng số tốc độ giảm. So sánh mức độ giảm của hằng số tốc độ
theo chiều hướng tăng nồng độ có thể tiến hành như sau: tính tỉ lệ giữa các nồng độ amoni tại
đầu vào (lấy trị số nhỏ nhất bằng 1) và so sánh với tỉ lệ giữa các hằng số tương ứng (trị số lớn
nhất bằng 1), nhận được mối quan hệ: 1,00 : 1,36 : 3,18 với 1,00 : 0,60 : 0,38. Với nồng độ ban
đầu từ 112 tăng đến 357 mg/l thì hằng số tốc độ giảm từ 100% xuống tới 38%. Quan hệ tỷ lệ
nghịch này tuy không tuyến tính nhưng là mối quan hệ nghịch rất rõ ràng. Mối tương quan ấy có
thể do nguyên nhân sau: xem mật độ vi sinh tự dưỡng là nguồn tiêu thụ thức ăn và amoni là thức
ăn của chúng (tỉ lệ F/M = Food/Microorganism) thì mật độ vi sinh trong các thí nghiệm trên là
không thay đổi, nguồn thức ăn thì thay đổi, tức là tỉ lệ F/M tăng lên ở các thí nghiệm có nồng độ
amoni lớn, nguồn cung cấp thức ăn tăng, nguồn tiêu thụ ổn định nên nguồn thức ăn giảm chậm -
hằng số tốc độ phản ứng nhỏ.

Bảng 13. 25. Sự biến thiên thành phần của nước rác trong bể hiếu khí theo thời gian
Thông số Vào 1h 2h 3h 4h 5h 6h 7h 8h
pH 1 8,3 8,4 8,4 8,4 8,4 8,4 8,3 8,3 8,2
2 8,1 8,1 8,3 8,3 8,2 8,3 8,2 8,2 8,1
3 8,1 8,3 8,3 8,3 8,2 8,3 8,1 8,0 7,9
Kiềm 1 1377 1287 1213 1160 1046 950 903 817 767
(mgCaCO3/l) 2 1810 1723 1650 1613 1517 1407 1323 1227 1083
3 1863 1763 1653 1527 1390 1247 1030 867 700
NH4+ 1 112 95 73 57 45 29 21 12 5,9
(mgN/l) 2 153 131 110 92 72 58 47 38 28
3 357 323 295 257 231 204 171 147 118
NO2- 1 2,26 4,69 9,62 15,8 23,5 35,9 40,5 43,3 54,3
(mgN/l) 2 6,9 9,81 14,8 19,8 34,1 36,5 41,6 48,4 62,5



~ 107 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


3 7,45 13,4 22,8 33,7 52,5 57,5 76,4 97,5 118
-
NO3 1 1,79 5,17 6,5 10,5 16,8 24,9 32,1 37,2 41,5
(mgN/l) 2 4,35 5,2 10 12,5 16,4 24,9 31,7 41,9 47,5
3 2,21 4,62 7,1 17,4 24,3 34,3 38,3 49,8 57,5
COD 1 371 343 345 321 307 282 269 249 231
(mgO2/l) 2 506 433 398 383 349 309 293 281 279
3 556 510 504 472 433 403 373 358 325
TKN 1 123 - - - - - - - 11
(mgN/l) 2 168 - - - - - - - 35
3 393 - - - - - - - 125

400
y3 = 378,32e-0,1352x
amoni ®vµo =112 mgN/l
R2 = 0,9842
amoni ®vµo =153 mgN/l
Nång ®é amoni, mgN/l




300
amoni ®vµo =357mgN/l


-0,2111x
200 y2 = 163,76e
2 R = 0,9941



100
y1 = 144,72e-0,3525x
R2 = 0,9554


0
0 2 4 6 8 10
Thêi gian, giê
Hình 13. 4. Sự
biến thiên nồng độ amoni theo thời gian.


Điều này có ý nghĩa thực tiễn khi xây dựng hệ thống xử lý, vì amoni trong nguồn thải ở các
bãi rác khác nhau và ở từng bãi rác tại các thời điểm trong năm biến động lớn, tiêu chuẩn thải là
một trị số cố định nên một hệ thống xử lý ổn định về lưu lượng, thể tích bể xử lý (thời gian lưu
thuỷ lực) ổn định và dĩ nhiên mật độ sinh khối cũng không thể dễ dàng thay đổi sẽ là một hệ
thống không ổn định được về mặt chất lượng nước thải sau xử lý.
Một hệ thống xử lý linh hoạt mới có khả năng ổn định chất lượng khi độ ô nhiễm trong nước
rác dao động lớn. Trong một hệ thống xử lý, có yếu tố chỉ có thể bố trí cố định như t hể tích bể
phản ứng, một số yếu tố có thể thay đổi trong chừng mực nhất định (theo bậc) như công suất xử
lý (lưu lượng), lượng khí cấp (oxy) bằng cách bố trí nhiều thiết bị công suất nhỏ có thể chạy song
song. Thay đổi mật độ sinh khối diễn ra rất chậm do hoạt tính của vi sinh tự dưỡng thấp và sẽ


~ 108 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


kéo theo nhiều hiện tượng bất lợi như bùn không lắng do vi sinh dạng sợi filamentous phát triển
hoặc bùn nổi trong thời tiết nóng.
Một trong những hệ thống có tính linh hoạt cao có thể đáp ứng được sự dao động về độ ô
nhiễm là kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn, tức là chỉ thay đổi thông số thời gian. Để minh hoạ chúng
ta lấy ví dụ trên để chỉ ra tiện ích của phương pháp này.
Từ biểu thức (13. 5) viết thành:
t = ln(Co/C) / k (13-6)

Để đạt được tiêu chuẩn thải C = 1 mg/l ứng với nồng độ ban đầu Co là 112, 153, 357 mg/l và
k tương ứng là 0,3525, 0,2111, 0,1352 cần thời gian sục khí cho mỗi trường hợp là: 13,5; 23,8;
43,5 giờ. Mặt khác nếu lấy tiêu chuẩn thải của Mỹ là C = 35 mg/l thì thời gian sục khí tương ứng
3,2; 6,9; 17,1 giờ.
Với nồng độ biến động và sử dụng kỹ thuật mẻ kế tiếp giai đoạn chỉ cần thay đổi thời gian
oxy hoá là đã có thể kiểm soát được chất lượng thải. Nước rác không những biến động về mức
độ ô nhiễm mà còn biến động mạnh về lưu lượng: mùa mưa lượng cần xử lý lớn, mùa khô lưu
lượng thấp và mức độ ô nhiễm thì ngược lại. Đó là hiệu ứng thuận lợi cho qui trình công nghệ xử
lý nước rác với kỹ thuật mẻ kế tiếp [14].


13. 3. 4. 2. Ảnh hưởng của chất hữu cơ - oxy hoá cạnh tranh.

Oxy hoá amoni và COD xảy ra trong cùng điều kiện hiếu khí do hai chủng loại vi sinh vật tự
dưỡng và dị dưỡng thực hiện. Trong từng bãi rác khác nhau hoặc tại từng thời điểm khác nhau tỉ
lệ giữa COD và NH4 là khác nhau và vì vậy chúng ảnh hưởng tới quá trình xử lý.
Khảo sát hiệu quả xử lý và tốc độ oxy hoá amoni trong nước rác với các mẫu có tỉ lệ COD/N
khác nhau nhằm đánh giá quá trình cạnh tranh giữa hai quá trình trên.
Thí nghiệm được tiến hành với nước rác có nồng độ amoni ban đầu là khoảng 300 và 200
mgN/l có bổ xung thêm COD (đường) sao cho tỉ lệ COD/N đạt các giá trị khác nhau. Thí nghiệm
được tiến hành trong điều kiện: thời gian 7 giờ, mật độ sinh khối 3 g/l, nồng độ oxy hòa tan 3 - 5
g/l. Kết quả thí nghiệm được ghi trong bảng 13. 25, 13. 26 và trên các hình 13. 5, 13. 6.
Từ bảng 13. 25, với nồng độ amoni ban đầu khoảng 200 mg/l cho thấy: với thời gian xử lý 7
giờ hiệu quả xử lý amoni đạt 76,8%, 60,8% và 50,5% với tỉ lệ COD/N tương ứng là 3:1, 5:1 và
7:1. Với nồng độ amoni ban đầu là 300 mg/l và với tỉ lệ COD/N là 3:1, 4:1, 5:1 hiệu quả xử lý
amoni tương ứng là 64,4%, 45,4% và 35,6% (bảng 13. 26).


Bảng 13. 25. Biến thiên thành phần nước rác theo thời gian khi nồng độ amoni xấp xỉ 200 mgN/l
(ĐV = đầu vào)

~ 109 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


COD/N Thời pH Kiềm NH4+ NO2- NO3- TKN COD
gian (h) (mgAkl/l) (mgN/l) (mgN/l) (mgN/l) (mgN/l) (mgO2/l)
ĐV 8,3 1595 203 1,4 1,9 214 622
1 8,3 1455 177 6,3 5,5 - 578
2 8,4 1320 159 12,9 9,8 - 556
3 8,5 1150 126 17,1 14,8 - 547
3:1
4 8,5 995 105 26,5 21,4 - 531
5 8,5 860 83 33,9 29,3 - 510
6 8,6 700 61 42,6 35,9 - 497
7 8,6 580 47 54,5 44,8 137 486
Hiệu suất (%) 76,8 21,9
ĐV 8,1 1575 204 1,8 1,9 319 1032
1 8,1 1495 184 3,8 3,4 - 915
2 8,2 1385 163 7,0 6,6 - 838
3 8,2 1270 145 12,4 12,0 - 760
5:1
4 8,2 1140 127 20,2 18,6 - 689
5 8,3 1026 109 26,4 24,9 - 640
6 8,3 905 95 33,2 32,1 - 604
7 8,4 805 80 43,2 39,6 164 576
Hiệu suất (%) 60,8 44,2
ĐV 8,1 1580 196 2,4 2,5 207 1387
1 8,1 1510 186 4,3 4,2 - 1250
2 8,2 1430 174 7,3 7,6 - 1122
3 8,2 1330 156 11,5 11,0 - 994
7:1
4 8,2 1235 141 17,2 14,7 - 875
5 8,2 1130 127 22,6 18,7 - 736
6 8,3 1025 113 27,5 21,1 - 670
7 8,3 895 97 36,7 27,3 171 602
Hiệu suất (%) 50,5 56,6




~ 110 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát



COD/N=3:1

COD/N=5:1
250
Nång ®é amoni (mgN/l)




y = 210.81e-0.1333x COD/N=7:1
200
R2 = 0.9948
150

100 y = 224.99e-0.2107x
y = 207.01e-0.1016x
R2 = 0.9793
R2 = 0.9853
50
a
0
0 2 4 6 8
Thêi gian (h)

Hình 13. 5. Ảnh hưởng của COD lên oxy hoá amoni.



350 COD/N=3:1
-0.0626x
y = 306.8e COD/N=4:1
300
Nồng độ amoni (mg N/l)




R2 = 0.9843 COD/N=5:1
250
200
y = 318.6e-0.1452x
y = 315.06e-0.0848x
150
R2 = 0.9805
R2 = 0.9689
100
50
0
0 2 4 6 8
Thời gian, (h)


Hình 13. 6. Biến thiên nồng độ amoni theo thời gian với các tỉ lệ COD/N




~ 111 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Bảng 13. 26. Biến thiên thành phần nước rác theo thời gian khi nồng độ amoni khoảng 300
mgN/l. (ĐV = đầu vào).
COD/N Thời pH Kiềm NH4+ NO2- NO3- TKN COD
gian (h) (mgAkl/l) (mgN/l) (mgN/l) (mgN/l) (mgN/l) (mgO2/l)
ĐV 8,4 2120 298 0,9 1,1 312 901
1 8,4 1995 273 8,9 4,4 - 837
2 8,5 1820 245 15,1 9,0 - 757
3 8,5 1675 215 21,4 14,8 - 653
3:1
4 8,5 1530 187 29,2 21,9 - 576
5 8,6 1370 159 34,4 28,3 - 544
6 8,6 1225 135 38,9 33,8 - 536
7 8,6 1110 106 46,9 40 207 518
Hiệu suất (%) 64,4 42,5
ĐV 8,5 2115 302 0,9 1,3 306 1260
1 8,6 2050 285 1,8 2,6 - 1172
2 8,6 1980 268 3,7 4,5 - 1020
3 8,6 1915 255 9,5 7,6 - 875
4:1
4 8,6 1820 236 16,9 11,8 - 736
5 8,7 1720 210 24,4 16,3 - 676
6 8,7 1630 188 31,1 21,2 - 608
7 8,7 1530 165 37,8 26,9 232 554
Hiệu suất (%) 45,4 56,0
ĐV 8,5 2120 296 0,5 1,4 301 1590
1 8,6 2075 288 3,4 3,9 - 1365
2 8,6 2010 275 8,1 5,7 - 1135
3 8,6 1955 259 12,3 8,6 - 975
5:1
4 8,7 1870 241 17,1 12,7 - 860
5 8,7 1785 227 21,4 14,8 - 775
6 8,7 1695 212 25,2 17,2 - 655
7 8,8 1610 192 29,8 19,9 243 602
Hiệu suất (%) 35.6 62,1



~ 112 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Rõ ràng là khi nồng độ amoni và tỉ lệ COD/N tăng thì hiệu quả xử lý amoni gi ảm rất rõ rệt
ngay cả trong điều kiện oxy hoà tan dư thừa (3-5 mg/l). Từ đường động học (hình 13. 5, 13. 6)
tính ra được hằng số tốc độ phản ứng k (h-1):
- Với nồng độ amoni ban đầu là 200 mg/l thu được các giá trị của k là 0,2107, 0,1333, 0,1016
tương ứng với tỉ lệ COD/N là 3/1, 5/1 và 7/1.
- Với nồng độ amoni ban đầu là 300 mg/l thu được các giá trị của k là 0,145, 0,0901, 0,0624
tương ứng với tỉ lệ COD/N là 3/1, 4/1 và 5/1.
Về nguyên tắc hai quá trình oxy hoá amoni và COD xảy ra độc lập với nhau, trong t rường hợp
lượng oxy được thoả mãn cho cả hai phản ứng trên thì chúng sẽ ít phụ thuộc vào nhau. Tuy nhiên
nồng độ oxy đo được là lượng tan trong môi trường nước, không phải là lượng oxy trực tiếp
tham gia phản ứng. Vi sinh vật trong hệ tồn tại ở trạng thái huyền phù, tức là một tập hợp hạt có
kích thước xác định (cỡ mm). Vi sinh vật tự dưỡng hay dị dưỡng ở phía ngoài của hạt nhận được
nhiều oxy hơn ở phía trong do tốc độ khuyếch tán của oxy trong các hạt huyền phù có giới hạn
mà số lượng vi sinh vật nằm ở mặt ngoài của hạt huyền phù chỉ chiếm phần nhỏ so với trong cả
hạt (Hiện tượng phân huỷ thiếu khí thường quan sát thấy trong quá trình hiếu khí có cùng nguyên
nhân như trên). So với oxy thì cả COD lẫn amoni có dòng khuếch tán lớn hơn nhiều do có nồng
độ (sự chênh lệch) lớn hơn. Vì lý do đó có thể cho rằng về thực chất sự suy giảm hiệu quả xử lý
amoni khi tỉ lệ COD/N tăng là do sự cạnh tranh oxy trong lòng hạt huyền phù, nơi tập trung các
loại vi sinh. Sự suy giảm này chắc sẽ giảm đi nếu tiếp tục tăng nồng độ oxy hoà tan, tức là làm
tăng dòng khuyếch tán, tuy vậy biện pháp này chỉ mang lại kết quả hạn chế do khuếch tán trong
hạt thường rất chậm và việc tăng oxy hoà tan dẫn tới chi phí vận hành cao [26].


13. 3. 4. 3.Khả năng oxy hoá chất hữu cơ.

Nhìn chung quá trình oxy hoá COD thuận lợi hơn so với oxy hoá amoni, tất nhiên là đối với
COD có khả năng sinh huỷ, do vi sinh dị dưỡng có tốc độ phát triển cao, năng lượng do phản
ứng sinh hoá tạo ra lớn và lượng oxy cần thiết thấp (trên cùng một đơn vị, ví dụ g). Xử lý COD
không những có thể thực hiện thông qua xử lý hiếu khí mà còn xử lý được qua quá trình yếm khí
và thiếu khí. Trong quá trình xử lý thiếu khí cần một lượng chất hữu cơ nhất định để khử nitrat
và nitrit. Để khử được một đơn vị nitơ cần khoảng 3 đơn vị COD; theo tỉ lệ đó thì lượng COD
trong nước rác sẽ không đủ để khử nitrit, nitrat, vì vậy trong quá trình xử lý cần hạn chế sự hao
hụt COD, điều luôn xảy ra trong tất cả các công đoạn xử lý của một hệ thống xử lý nước thải.
Cũng giống như tốc độ oxy hoá amoni, oxy hoá COD có tốc độ chậm dần theo thời gian và
lượng COD dư (khó phân huỷ) khá cao (200- 300mg/l, xem bảng 13. 25). Tốc độ oxy hoá COD,
ngoài phụ thuộc vào các yếu tố thông dụng: mật độ sinh khối, lượng oxy hoà tan, nhiệt độ như



~ 113 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


trong các loại nước thải thông dụng khác thì trong nước rác nó còn phụ thuộc vào nồng độ amoni
trong nước thải. Thí nghiệm xác nhận yếu tố trên được thực hiện với nước rác có tỉ lệ COD/N
khác nhau (COD bổ sung thêm thuộc loại dễ phân huỷ). Kết quả thí nghiệm trong các bảng 13.
25,13. 26 và các hình 13. 7,13. 8 cho thấy: với nồng độ amoni ban đầu khoảng 200mg/l và tỉ lệ
COD/N là 3/1, 5/1, 7/1 thì hiệu quả xử lý COD tăng từ 21,9% tới 44,2% và 56,6%. Tương tự như
vậy với nồng độ amoni ban đầu là 300mg/l (bảng 13. 26) và tỉ lệ COD/N là 3/1, 4/1, 5/1 hiệu quả
xử lý COD tương ứng là 42,5, 56,0 và 62,1%.

1400
COD/N=3:1
1200
Nång ®é COD (mgO 2/l)




COD/N=5:1
1000 COD/N=7:1
800
600
400
200
0
0 2 4 6 8
Thêi gian (h)
Hình 13. 7. Sự thay đổi
COD của nước rác theo thời gian khi nồng độ amoni khoảng 200 mg/l

1600
N ång ®é COD (mgO2/l)




1400 COD/N=3:1
1200 COD/N=4:1
1000 COD/N=5:1
800
600
400
200
0
0 2 4 6 8
Thêi gian (h)
Hình 13. 8. Sự thay đổi
COD theo thời gian khi nồng độ amoni đầu vào xấp xỉ 300 mg/l.




~ 114 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Tốc độ oxy hoá COD (hình 13. 7, 13. 8) thể hiện ở độ dốc của đường động học cũng cho thấy
có xu hướng chậm dần theo thời gian và tốc độ cao ở các thí nghiệm có tỉ lệ COD/N lớn.
Nguyên nhân của hiện tượng trên có thể cũng giống như trong trường hợp của oxy hoá cạnh
tranh giữa amoni và COD, tức là cạnh tranh oxy ở trong hạt huyền phù do dòng khuếch tán của
oxy từ nước vào lòng hạt có giới hạn.
Hiệu ứng cạnh tranh này về phương diện oxy hoá thì bất lợi nhưng lại thuận lợi cho quá trình
khử nitrat vì trong nước rác tỉ lệ COD/N thường rất thấp, nguồn chất hữu cơ cho quá trình khử
nitrat thiếu và vì vậy có thể ―tiết kiệm‖ được một phần giá thành vận hành.


Sự hình thành nitrit và nitrat.
13. 3. 4. 4.

Oxy hoá amoni trong điều kiện hiếu khí trải qua hai giai đoạn kế tiếp nhau: đến hợp chất
trung gian là nitrit và tiếp theo tới nitrat do hai chủng loại vi sinh khác nhau là Nitrosomonas và
Nitrobacter thực hiện. Khi thực hiện quá trình khử nitrat thì nitrit cũng lại là hợp chất trung gian
của quá trình chuyển hoá nitrat về khí nitơ.
Oxy hoá amoni về phương diện hoá học xảy ra theo hai giai đoạn kế tiếp nhau:

NH4+ + 1,5 O2  NO2- + H2O + 2 H+ (13-7)

NO2- + 0,5 O2  NO3- (13-8)

Để oxy hoá amoni (nguyên tố nitơ có hoá trị -3) thành nitrit (hoá trị của nitơ là +3) thì mỗi
nguyên tử nitơ cần nhường tới 6 điện tử và thành nitrat (nitơ hoá trị +5) thì phải nhường tới 8
điện tử. Sử dụng oxy phân tử (O2) làm chất nhận điện tử thì lượng oxy cần thiết tương ứng là
3,4g và 4,6 g O2 cho 1 g amoni (tính theo N) để oxy hoá tới nitrit và nitrat.
Nitrat chưa phải là hợp chất cuối cùng (bền trong môi trường) trong quá trình xử lý, nó cần
được tiếp tục chuyển hoá về dạng khí nitơ (N2, hoá trị 0). Quá trình chuyển hoá nitrat về dạng
khí nitơ là quá trình khử nitrat (chuyển nitơ hoá trị +5 về hoá trị không), tức là nó cần nhận điện
tử (nitrat trong trường hợp này đóng vai trò chất oxy hoá) từ một chất khử nào đó (chất cho điện
tử). Sử dụng chất hữu cơ (COD) làm chất khử cho nitrat tương ứng với quá trình xử lý vi sinh
thiếu khí (môi trường không có oxy), quá trình khử nitrat xảy ra theo nhiều giai đoạn kế tiếp
nhau, trong đó hoá trị của nitơ giảm dần từ 5  3  2  1 và về 0.

NO3-  NO2-  NO  N2O  N2 (13-9)

Lượng chất hữu cơ sử dụng cho các bước khử trên tương ứng với mức giảm hoá trị (+5  0)
của hợp chất nitơ hoá trị dương. Nitrit là hợp chất trung gian của cả hai quá trình oxy hoá và khử
vì vậy nếu bước oxy hoá mà dừng lại ở sản phẩm nitrit và bước khử xuất phát từ ni trit thì sẽ tiết



~ 115 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


kiệm được oxy và chất hữu cơ (chất hữu cơ trong nước rác có khả năng sinh huỷ, BOD, rất
nghèo, phải bổ xung từ nguồn ngoài vào, ví dụ sử dụng methanol, ethanol, đường...).
Nếu chỉ oxy hoá đến nitrit thì năng lượng cấp khí chỉ bằng khoảng 75% so với oxy hoá đến
nitrat và nếu tiến hành khử nitrit về khí nitơ thì lượng chất hữu cơ cần cho phản ứng chỉ bằng
60% so với khử nitrat về khí nitơ [24].
Vì các lý do nêu trên, nếu tiến hành oxy hoá amoni chỉ tới nitrit và khử nitrit về khí nitơ sẽ
giảm được giá thành vận hành. Một số công trình nghiên cứu hiện đang được tiến hành để tận
dụng hiệu ứng trên [27, 28, 29, 30, 31].
Điều kiện thuận lợi cho sự hình thành đến nitrit gồm:
- Thiếu oxy cũng như nồng độ amoni cao [23].
- Độ kiềm lớn trong nước thải do quá trình oxy hoá đến nitrit tiêu hao kiềm mạnh, quá trình oxy
hoá nitrit đến nitrat không tiêu hao kiềm [32].
- Duy trì thời gian lưu tế bào thấp trong khâu vận hành [24].
Khác với nước thải sinh hoạt đã được nghiên cứu kỹ trong nhiều năm qua, trong đó lượ ng
amoni và lượng kiềm không cao nên việc hình thành nitrat thuận lợi hơn, vì thế hàm lượng nitrit
trong nước thải trong suốt quá trình xử lý luôn thấp [22].
Tuy nhiên có thể sử dụng điều kiện thời gian lưu tế bào thấp để hạn chế quá trình oxy hoá đến
nitrat như trong SHARON- process (Single reactor system for High activity Amonia Removal
Over Nitrit). Kỹ thuật SHARON được xem là công nghệ có giá vận hành thấp do không tạo bùn
của các quá trình hoá học, lượng bùn sinh học thấp, đỡ tốn năng lượng và chất hữu cơ (đặc bệt
đối với nguồn nước thải nghèo COD như trong nước rác). Nước rác có độ kiềm và hàm lượng
nitơ cao, COD thấp là đối tượng có thể xử lý thông qua hợp chất trung gian là nitrit.
Nghiên cứu tiếp theo nhằm mục đích kiểm soát sự hình thành nitrit và nitrat (tỉ lệ giữa chúng)
phụ thuộc vào các thông số: oxy, độ kiềm, pH trong khi thực hiện quá trình xử lý.
Thí nghiệm được tiến hành với mẫu nước rác Nam Sơn, Sóc Sơn, Hà Nội, sử dụng kỹ thuật
mẻ kế tiếp gián đoạn, thể tích thiết bị phản ứng hữu hiệu là 3 lit, mật độ vi sinh 3 g/l, thời gian
phản ứng cho tất cả các thí nghiệm là 7 giờ.

Ảnh hưởng của nồng độ oxy.
Thí nghiệm đánh giá ảnh hưởng của nồng độ oxy lên khả năng hình thành nitrit và nitrat được
tiến hành với điều kiện: nồng độ amoni là 200 mg/l, độ kiềm 1800 mg/l tính theo CaCO3, nồng
độ COD có sẵn trong nước rác là 356 mg/l (chủ yếu trơ ít bị phân huỷ). Nồng độ oxy khảo sát là
1, 2 và 4 mg/l.
Kết quả khảo sát về mức độ phân huỷ amoni, COD, độ kiềm, sự hình thành nitrit, nitrat và tỉ
lệ của chúng được trình bày trong bảng 13. 27 và hình 13. 9.


~ 116 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Bảng 13. 27: Diễn biến xử lý amoni trong điều kiện các nồng độ oxy khác nhau.
DO = 1mg/l
Kiềm
pH NH3-N NO2-N NO3-N COD NO2/NO3
Đvào 8,0 1800 201 0,53 0,25 356 2,1
1h 8,0 1740 194 2,9 0,8 - 3,6
2h 7,9 1650 185 4,5 1,5 - 3,0
3h 7,9 1580 178 5,8 2,4 - 2,4
4h 7,9 1500 167 7,4 3,4 - 2,2
5h 7,8 1440 159 8,7 4,7 - 1,9
6h 7,8 1400 151 10,2 5,6 - 1,8
7h 7,8 1360 146 10,8 6,3 341 1,7

DO = 2mg/l
Kiềm
pH NH3-N NO2-N NO3-N COD NO2/NO3
Đvào 8,2 1800 201 0,53 0,25 356 2,1
1h 8,2 1680 184 9,8 4 - 2,5
2h 8,2 1520 161 23,7 10,2 - 2,3
3h 8,1 1410 139 34,6 16,8 - 2,1
4h 8,1 1280 114 47,5 25,1 - 1,9
5h 8,0 1200 93 57,3 34,2 - 1,7
6h 8,0 1050 79 62,7 39,2 - 1,6
7h 7,9 950 65 67,4 44,2 312 1,5

DO = 4mg/l
Kiềm
pH NH3-N NO2-N NO3-N COD NO2/NO3
Đvào 8,2 1800 201 0,53 0,25 356 2,1
1h 8,2 1660 181 11,7 4,8 - 2,4
2h 8,2 1500 162 23,9 10,4 - 2,3
3h 8,1 1320 136 37,2 19,9 - 1,9
4h 8,1 1020 105 51,9 31,5 - 1,6
5h 8,0 900 79 60,2 44,4 - 1,4
6h 7,9 740 64 65,6 56,8 - 1,2



~ 117 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


7h 7,9 580 51 69,5 64,6 311 1,1
NH4, DO=1 NO2, DO=1
NO3, DO=1 NH4, DO=2
220 NO2, DO=2 NO3, DO=2
200 NH4, DO=4 NO2, DO=4
180
NH4+, NO2-, NO3-, mg N/l




NO3, DO=4
160
140
120
100
80
60
40
20
0
0 1 2 3 4 5 6 7
Thêi gian, giê
Hình 13. 9. Sự biến thiên
+ - -
NH4 , NO2 , NO3 theo thời gian với các DO khác nhau.




NO2/NO3, DO=1
4
TØ lÖ NO2-/NO3-




NO2/NO3, DO=2
3.5
3 NO2/NO3, DO=4
2.5
2
1.5
1
0 1 2 3 4 5 6 7
Thêi gian, giê
Hình 13. 10. Sự biến thiên tỉ
- -
lệ NO2 /NO3 theo thời gian với các DO khác nhau.
Từ kết quả của bảng 13. 27 và hình 13. 9 cho phép nhận xét:
Trong điều kiện nồng độ oxy thấp, khả năng oxy hoá amoni thấp, tăng dần và chậm lại khi
nồng độ oxy tiếp tục tăng, tức là tốc độ oxy hoá amoni có tính chất tiệm cận khi tăng hàm lượng
oxy. Cụ thể trong điều kiện nồng độ oxy là 1, 2, 4 mg/l, trong thời gian 7 giờ, hiệu quả oxy hoá
amoni đạt được tương ứng là 37%, 68% và 75%.


~ 118 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Mức độ oxy hoá chất hữu cơ rất thấp: 5 đến 10% khi tăng nồng độ oxy từ 1 lên 4 mg/l. Hiệu
quả xử lý COD tại nồng độ oxy hòa tan 2 và 4 mg/l không khác nhau.
Tăng nồng độ oxy tạo thuận lợi cho quá trình oxy hoá amoni là điều không cần bàn cãi, tuy
nhiên nếu duy trì nồng độ cao sẽ đồng nghĩa với giá thành vận hành cao mà mức độ xử lý tăng
không đáng kể.
Nồng độ oxy cũng tác động lên sự hình thành nitrit, nitrat và tỷ lệ giữa chúng.
Sau thời gian phản ứng 7 giờ, cả nitrit và nitrat đều tăng trong điều kiện nồng độ oxy khác
nhau. Tỷ lệ nitrit/nitrat là 1,7; 1,5 và 1,1 tương ứng với điều kiện nồng độ oxy 1, 2 và 4 mg/l.
Trong điều kiện nồng độ oxy cao, tỷ lệ nitrit/nitrat nhỏ, điều này không chỉ đúng với thời điểm
kết thúc thí nghiệm (7 giờ) mà còn đúng với mọi thời điểm trong quá trình xử lý.
Trong thời gian phản ứng, giá trị tỷ lệ nitrit/nitrat đạt giá trị cực đại, thời điểm xuất hiện điểm
(vùng) cực trị phụ thuộc vào tốc độ phản ứng thành phần của quá trình tổng thể.
Một điều đáng chú ý khác là sự suy giảm nitơ tổng trong quá trình xử lý hiếu khí. Với giả
thiết là amoni ít bị bốc hơi do quá trình sục khí (tại pH  8, amoni tồn tại chủ yếu ở dạng tích
điện dương - dạng không bay hơi).
Mức độ suy giảm được đánh giá thông qua hiệu số của tổng nitơ ban đầu (NH4+, NO2-, NO3-)
và ở cuối thí nghiệm.
Mức độ suy giảm nitơ tổng trong điều kiện nồng độ oxy khác nhau cũng khác nhau: nồng độ
oxy thấp thì mức suy giảm cao và ngược lại. Cụ thể tại nồng độ oxy 1, 2 và 4 mg/l mức độ suy
giảm tương ứng là 36,7; 25,2; 16,7 mg/l.
Sự suy giảm nitơ tổng nêu trên có thể do nguyên nhân của quá trình khử nitrat, nitrit xảy ra
trong tập hợp vi sinh trong điều kiện thiếu khí. Môi trường ít oxy thúc đẩy quá trình khử.
Ảnh hưởng của nồng độ amoni.
Thí nghiệm được tiến hành với các thông số: nồng độ oxy 2 mg/l, nồng độ amoni ban đầu dao
động trong khoảng 100 đến 300 mg/l. Kết quả thí nghiệm được trình bày trong bảng 13. 28 và
hình 13. 11.

Bảng 13. 28: Diễn biến xử lý amoni với các nồng độ khác nhau.

NH4+ = 100 mg N/l:

Kiềm NH3-N NO2-N NO3-N
pH COD NO2/NO3

Vào 8,0 1100 102 0,47 0,5 237 0,9

1h 8,0 980 85 11,4 4,1 - 2,8



~ 119 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


2h 7,9 860 68 22,5 9,7 - 2,3

3h 7,9 752 51 30,2 16,8 - 1,8

4h 7,8 678 47,5 35,5 21,5 - 1,7

5h 7,8 583 32,1 40,2 29,2 - 1,4

6h 7,8 498 19 45,3 35,9 - 1,3

7h 7,8 400 5 49,4 44,5 211 1,1

NH4+ = 200 mg N/l:

Kiềm NH3-N NO2-N NO3-N
pH COD NO2/NO3

Vào 8,2 1610 197 0,47 0,5 334 0,9

1h 8,2 1520 179 11 3,9 - 2,8

2h 8,1 1360 158 22,6 9,5 - 2,4

3h 8,1 1200 135 33,8 18,2 - 1,9

4h 8,2 1040 112 44,5 28 - 1,6

5h 8,1 880 93 52,7 37,5 - 1,4

6h 8,0 800 73 59,8 46,9 - 1,3

7h 8,0 710 56 65,5 55,7 302 1,2

NH4+ = 300 mg N/l:
Kiềm NH3-N NO2-N NO3-N
pH COD NO2/NO3
Vào 8,2 2540 289 0,47 0,5 442 0,9
1h 8,2 2440 274 9,6 3,2 - 3,0
2h 8,2 2300 253 21,5 9,1 - 2,4
3h 8,1 2220 227 34,7 17,5 - 2,0
4h 8,1 2000 205 46,7 25,2 - 1,9
5h 8,0 1980 187 54,9 31 - 1,8
6h 8,0 1840 168 63,1 40,6 - 1,6




~ 120 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


7h 8,0 1720 151 67,8 48,7 415 1,4


NH4+, NH4+= 100 mg N/l NO2-,NH4+ = 100 mg N/l

NO3-, NH4+ = 100 mg N/l NH4+, NH4+ = 200 mg N/l

NO2-, NH4+ = 200 mg N/l NO3-, NH4+ = 200 mg N/l

NH4+, NH4+ = 300 mg N/l NO2-, NH4+ = 300 mg N/l
300 NO3-, NH4+ = 300 mg N/l


250
NH4+, NO2-, NO3-, mg N/l




200

.
150

100

50

0
0 1 2 3 4 5 6 7
Thêi gian, giê


Hình 13. 11. Sự biến thiên NH4+, NO2-, NO3- theo thời gian với các NH4+ đầu vào khác nhau.

Hiệu suất xử lý amoni đạt 95%, 72% và 48% tương ứng với nồng độ ban đầu là 102, 197 và
289 mg/l sau thời gian 7 giờ. Hiệu suất xử lý giảm đáng kể khi nồng độ amoni tăng là do ―nguồn
cung‖ tăng trong khi ―nguồn tiêu thụ‖ không thay đổi. Mặt khác nồng độ amoni cao cũng được
xem là yếu tố kìm hãm vi sinh tự dưỡng về mặt hoạt tính [30].
Trong điều kiện thí nghiệm trên, nồng độ của nitrit hình thành luôn cao hơn nồng độ nitrat,
nhìn chung tỉ lệ nitrit/nitrat cao khi nồng độ amoni ban đầu lớn. Điểm cực đại thường xuất hiện
khá sớm và giảm dần theo thời gian xử lý.
Mức độ suy giảm nitơ tổng cũng xảy ra, mức giảm cụ thể là 4,0; 20,8 và 22,5 mg/l tương ứng
với nồng độ amoni ban đầu là 102, 197 và 289 mg/l. Sự suy giảm nitơ tổng tăng lên khi nồng độ
amoni ban đầu lớn rất có thể là do điều kiện thiếu oxy trầm trọng hơn trong các tập hợp vi sinh,
các loại vi sinh dị dưỡng oxy hoá amoni mạnh hơn ở phía bên ngoài của tập hợp hạt.

Ảnh hưởng của độ kiềm.




~ 121 ~
Xử lý nước thải giàu hợp chất N và P – Lê Văn Cát


Nhằm đánh giá ảnh hưởng của độ kiềm lên khả năng hình thành nitrit và nitrat, thí nghiệm
được tiến hành với các điều kiện: nồng độ oxy 2 mg/l, nồng độ amoni ban đầu 212 mg/l, tỉ lệ
giữa độ kiềm/amoni nằm trong khoảng từ 4 đến 10. Kết quả thí nghiệm được trình bày trong
bảng 13. 29 và hình 13. 12.


Bảng 13. 29: Diễn biến quá trình với các nồng độ kiềm khác nhau.

Tỉ lệ độ kiềm/amoni bằng 4/1:
Kiềm NH3-N NO2-N NO3-N
pH COD NO2/NO3
Vào 8,2 910 212 0,43 0,22 222 2,0
1h 8,2 800 197 8,8 3,2 - 2,8
2h 8,1 710 185 15,8 5,1 - 3,1
3h 8,1 620 171 22,6 9,3 - 2,4
4h 8,0 540 158 26,5 13,2 - 2,0
5h 8,0 480 149 29,5 16,8 - 1,8
6h 7,9 420 141 31,7 21,2 - 1,5
7h 7,9 360 135 32,8 26,5 205 1,2



Tỉ lệ độ kiềm/amoni là 7/1:
Kiềm NH3-N NO2-N NO3-N
pH COD NO2/NO3
Vào 8,2 1500 212 0,43 0,22 222 2,0
1h 8,2 1380 197 9,1 3,2 - 2,8
2h 8,2 1200 176 19,3 8,2 - 2,4