Luận án Tiến sĩ Môi trường: Nghiên cứu phát triển công nghệ yếm khí cao tải tuần hoàn nội IC (internal circulation)

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO

VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

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

TRẦN MẠNH HẢI

NGHIÊN CỨU PHÁT TRIỂN CÔNG NGHỆ YẾM KHÍ CAO TẢI TUẦN HOÀN NỘI- IC (INTERNAL CIRCULATION)

LUẬN ÁN TIẾN SỸ KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG

Hà Nội, 2019

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO

VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

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

TRẦN MẠNH HẢI

NGHIÊN CỨU PHÁT TRIỂN CÔNG NGHỆ YẾM KHÍ CAO TẢI TUẦN HOÀN NỘI- IC (INTERNAL CIRCULATION)

Chuyên ngành: Kỹ thuật môi trường

Mã sỗ: 9.52.03.20

LUẬN ÁN TIẾN SỸ KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC:

1. PGS.TS. Cao Thế Hà

2. PGS.TS. Nguyễn Hoài Châu

Hà Nội, 2019

LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan đề tài luận án “Nghiên cứu phát triển công nghệ yếm khí

cao tải tuần hoàn nội IC (Internal Circulation)” là do tôi thực hiện với sự hướng

dẫn của PGS.TS. Cao Thế Hà và PGS.TS. Nguyễn Hoài Châu.

Các kết quả công bố trong luận án là trung thực, chính xác.

Tôi xin chịu trách nhiệm hoàn toàn về những nội dung mà tôi trình bày trong

luận án này.

Hà Nội, ngày 15 tháng 6 năm 2019

Nghiên cứu sinh

Trần Mạnh Hải

LỜI CẢM ƠN

Tôi xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc tới PGS.TS. Cao Thế Hà (Trung tâm

nghiên cứu công nghệ môi trường và phát triển bền vững CETASD- Trường Đại

học Khoa học tự nhiên) và PGS.TS. Nguyễn Hoài Châu (Viện Công nghệ môi

trường – Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam) đã tận tình hướng dẫn

và định hướng cho tôi những hướng nghiên cứu quan trọng trong suốt quá trình thực

hiện luận án này.

Tôi xin chân thành cảm ơn các tập thể: (i) Học viện Khoa học và Công nghệ

(GUST) – Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam (VAST); (ii) Khoa

Công nghệ môi trường – GUST; (iii) Viện Công nghệ môi trường (IET) – VAST;

và (iv) Phòng Ứng dụng và chuyển giao công nghệ - IET đã hỗ trợ và tạo điều kiện

thuận lợi cho tôi trong suốt quá trình thực hiện luận án.

Tôi xin chân thành cảm ơn tập thể Phòng Công nghệ môi trường (Trung tâm

nghiên cứu công nghệ môi trường và phát triển bền vững) đã hỗ trợ và cùng với tôi

thực hiện các nghiên cứu về xử lý nước thải chăn nuôi.

Tôi xin chân thành cảm ơn GS.TS. Phạm Hồng Hải và TS. Hoàng Văn Hà đã

hỗ trợ trong việc xử lý số liệu thực nghiệm.

Nghiên cứu sinh

Trần Mạnh Hải

iii

MỤC LỤC

DANH MỤC HÌNH .................................................................................................. vi

DANH MỤC BẢNG ............................................................................................... viii

DANH MỤC TỪ VIẾT TẮT ...................................................................................... x

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

1. Tính cấp thiết của luận án ................................................................................... 1

2. Mục tiêu nghiên cứu ........................................................................................... 2

3. Nội dung nghiên cứu ........................................................................................... 2

4. Những đóng góp khoa học và tính mới của luận án ........................................... 3

5. Giá trị thực tế và ứng dụng các kết quả của luận án ........................................... 3

CHƯƠNG I: TỔNG QUAN ....................................................................................... 4

1.1. Các quá trình vi sinh yếm khí .......................................................................... 4

1.2. Lớp đệm bùn vi sinh yếm khí và vi sinh dạng hạt ........................................... 6

1.3. Các hệ thống yếm khí cao tải sử dụng lớp đệm bùn vi sinh và vi sinh dạng

hạt .......................................................................................................................... 11

1.3.1. Hệ yếm khí tiếp xúc AC và Bồn/bể lọc yếm khí AF .............................. 12

1.3.2. Bồn/bể phản ứng kiểu UASB ................................................................. 12

1.3.3. Bồn phản ứng kiểu FB ............................................................................ 15

1.3.4. Bồn/bể phản ứng kiểu EGSB ................................................................. 16

1.4. Kỹ thuật tuần hoàn nội IC .............................................................................. 18

1.4.1. Cấu tạo và nguyên lý hoạt động ............................................................. 18

1.4.2. Thiết bị phản ứng khí nâng – ALR ......................................................... 23

1.4.3. Thông số thiết kế hệ IC .......................................................................... 29

1.4.4. Những vấn đề cần giải quyết khi nghiên cứu thiết kế hệ IC .................. 31

1.5. Công nghệ xử lý yếm khí cao tải ở Việt Nam ............................................... 33

1.6. Chất lượng nước thải chăn nuôi lợn .............................................................. 34

Kết luận chương 1 ................................................................................................. 41

CHƯƠNG II: ĐỐI TƯỢNG, PHẠM VI VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU .... 42

2.1. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu ................................................................. 42

2.2. Phương pháp nghiên cứu ............................................................................... 42

2.2.1. Thực nghiệm xác định đại lượng K (K = QN/QK) .................................. 43

2.2.2. Thiết lập phương trình biểu diễn liên hệ giữa các thông số thiết kế hệ

airlift và các thông số vận hành-lưu lượng nước và tỷ lệ khí/nước. ................. 45

2.2.3. Phương pháp tìm mô hình thực nghiệm thống kê. ................................. 46

2.2.4. Thực nghiệm xử lý nước thải chăn nuôi lợn. ......................................... 48

2.2.5. Phương pháp đánh giá tiềm năng tạo biogas .......................................... 54

2.2.6. Tính công suất và cường độ khuấy trộn trong vùng phản ứng từ lượng

biogas phát sinh ................................................................................................ 57

CHƯƠNG III: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN .......................................................... 61

3.1. Xác định K bằng thực nghiệm (KTN) ............................................................. 61

3.1.1. Các điều kiện thí nghiệm: ....................................................................... 61

3.1.2. Kết quả thí nghiệm ................................................................................. 61

3.2. Phương trình biểu diễn liên hệ giữa các thông số thiết kế hệ airlift và các

thông số vận hành-lưu lượng nước và tỷ lệ khí/nước ........................................... 65

3.2.1. Đánh giá sự phù hợp của phương trình với kết quả thực nghiệm .......... 66

3.2.2. Đánh giá sự thay đổi của K khi tăng tiết diện ống lên ........................... 68

3.2.3. Đánh giá sự thay đổi của K theo độ nhớt và khối lượng riêng ............... 69

3.2.4. Lựa chọn mô hình biểu diễn ................................................................... 74

3.2.5. Mô hình thực nghiệm thống kê .............................................................. 78

3.3. Kết quả vận hành hệ IC với nước thải chăn nuôi lợn .................................... 81

3.3.1. Hệ IC thí nghiệm .................................................................................... 81

3.3.2. Mối quan hệ giữa năng suất và hiệu suất xử lý với tải lượng. ............... 87

3.3.3. Kết quả thử nghiệm tách rắn lỏng .......................................................... 92

3.3.4. Kết quả đo lượng biogas và metan ......................................................... 96

3.4. Tính toán khả năng khuấy trộn do khí biogas sinh ra .................................... 98

3.5. Tính thông số công nghệ hệ IC .................................................................... 103

KẾT LUẬN, KIẾN NGHỊ ...................................................................................... 107

Kết luận ............................................................................................................... 107

Kiến nghị ............................................................................................................. 108

Danh mục các công trình đã công bố ...................................................................... 109

Tài liệu tham khảo ................................................................................................... 110

PHỤ LỤC 1 ............................................................................................................. 120

PHỤ LỤC 2 ............................................................................................................. 130

PHỤ LỤC 3 ............................................................................................................. 132

DANH MỤC HÌNH

Hình 1. 1. Sơ đồ chuyển hóa của chất thải hữu cơ trong điều kiện yếm khí .............. 5

Hình 1. 2. Sơ đồ hệ xử lý UASB ............................................................................... 14

Hình 1. 3. Sơ đồ nguyên lý hệ EGSB ....................................................................... 17

Hình 1. 4. Sơ đồ nguyên lý hệ IC .............................................................................. 19

Hình 1. 5. Sơ đồ ALR với ống lên đồng trục ............................................................ 24

Hình 1. 6. Thiết diện để nước chảy vào ống lên ....................................................... 28

Hình 1. 7. Tải lượng hữu cơ áp dụng trong kỹ thuật IC theo thời gian .................... 30

Hình 2. 1. Sơ đồ hệ thí nghiệm xác định K ............................................................... 43

Hình 2. 2. Sơ đồ hệ IC thí nghiệm xử lý nước thải chăn nuôi .................................. 48

Hình 2. 3. Sơ đồ hệ thí nghiệm tách rắn-lỏng ........................................................... 52

Hình 2. 4. Sơ đồ hệ thu và đo khí biogas .................................................................. 56

Hình 2. 5. Các thành phần khuấy trộn trong hệ IC ................................................... 59

Hình 3. 1. Sự thay đổi của K khi vk tăng (tại H1 = 285 và H2 = 50 cm) ................... 62

Hình 3. 2. Sự thay đổi của K khi H1/H2 tăng (tại vk = 582 m/h; H1 = 285 cm) ........ 62

Hình 3. 3. Xu hướng sự thay đổi giá trị của QN khi vận tốc khí vk tăng (tại H1 = 285

và H2 = 50 m) ............................................................................................................ 63

Hình 3. 4. Xu hướng sự thay đổi giá trị của K và QN khi mức ngập nước H1 thay đổi

(H2 = 50 cm; v khí = 582 m/h) .................................................................................. 63

Hình 3. 5. Xu hướng sự thay đổi giá trị của K và QN khi chiều cao xả nước H2 thay

đổi (H1 = 185 cm; v khí = 582 m/h) .......................................................................... 64

Hình 3. 6. Xu hướng sự thay đổi giá trị của K và QN (tại H1 = 285 và 185 cm) ...... 64

Hình 3. 7. Sự thay đổi giá trị của K ở các độ nhớt khác nhau .................................. 71

Hình 3. 8. Độ giảm giá trị của K ở các giá trị độ nhớt khác nhau ............................ 71

Hình 3. 9. Sự thay đổi giá trị của K khi tăng khối lượng riêng ................................. 73

Hình 3. 10. Mức giảm của K khi khối lượng riêng dung dịch tăng .......................... 74

Hình 3. 11. Xu hướng của K và hàm biểu diễn (H1 = 285 cm, H2 = 50 cm) ............ 75

Hình 3. 12. Xu hướng của K và hàm biểu diễn (H1 = 285 cm, H2 = 10 cm) ............ 76

vii

Hình 3. 13. Xu hướng của Ktn và KMH ...................................................................... 81

Hình 3. 14. Một số cơ cấu tách 3 pha phổ biến ......................................................... 82

Hình 3. 15. Mô hình hệ IC và bộ tách pha ................................................................ 83

Hình 3. 16. OLRvào, OLRra và hiệu suất xử lý .......................................................... 88

Hình 3. 17. Mối quan hệ giữa năng suất với tải lượng COD đầu vào ...................... 91

Hình 3. 18. Mối quan hệ giữa Hiệu suất xử lý với tải lượng COD đầu vào ............. 91

Hình 3. 19. Hiệu quả tách rắn - lỏng sử dụng polyme C525 ................................... 93

Hình 3. 20. Thử nghiệm tạo bông với các loại polime khác nhau ............................ 93

Hình 3. 21. Diễn biến OLRlọc vào-ra và hiệu suất xử lý ........................................... 95

Hình 3. 22. Diễn biến OLRtổng vào-ra và hiệu suất xử lý .......................................... 96

Hình 3. 23. Lượng khí biogas và metan sinh ra theo thực nghiệm và theo lý thuyết

................................................................................................................................... 97

viii

DANH MỤC BẢNG

Bảng 1. 1. Đặc trưng của bùn hạt tốt ......................................................................... 11

Bảng 1. 2. Hiệu quả xử lý của kỹ thuật IC và UASB ............................................... 29

Bảng 1. 3. Các thông số thiết kế các hệ XLYK ....................................................... 29

Bảng 1. 4. Một số thông số kỹ thuật của hệ tuần hoàn nội ....................................... 30

Bảng 1. 5. Đặc tính chất thải chăn nuôi lợn từ bể chứa dưới sàn ............................. 34

Bảng 1. 6. Một số chỉ tiêu của nước thải chăn nuôi lợn ............................................ 35

Bảng 1. 7. Thống kê chất thải chăn nuôi lợn ở Singapo. .......................................... 37

Bảng 1. 8. Chất lượng NTCNL tại hố thu gom ở Singapo, Trung Quốc và Ý ......... 38

Bảng 1. 9. Chất lượng NTCNL từ bể điều hòa (sau tách SS) ................................... 39

Bảng 1. 10. Chất lượng nước thải theo điều tra tại các trại chăn nuôi tập trung ...... 40

Bảng 1. 11. Tổng hợp chất lượng NTCNL tại trang trại. .......................................... 40

Bảng 2. 1. Các nội dung thực nghiệm và tính toán ................................................... 42

Bảng 2. 2. Thành phần nước thải các chuồng ở trại Hòa bình xanh ......................... 50

Bảng 3. 1. Sai số của các phương pháp xác định COD ............................................ 67

Bảng 3. 2. Giá trị của K với tiết diện ống lên S = 4,45 cm2 ...................................... 68

Bảng 3. 3. Giá trị của K với tiết diện ống lên S = 15,76 cm2 .................................... 68

Bảng 3. 4. Giá trị của K và mức giảm (%) ở các độ nhớt khác nhau tại H1=285 cm

và H2 = 50 cm. ........................................................................................................... 70

Bảng 3. 5. Giá trị của K và mức giảm K (%) khi khối lượng riêng của dung dịch ()

tăng ............................................................................................................................ 73

Bảng 3. 6. Giá trị của K tính theo hàm biểu diễn và mức sai số (tại H1=285 và

H2=50). ...................................................................................................................... 77

Bảng 3. 7. Giá trị của K tính theo hàm biểu diễn và mức sai số (tại H1=285 và

H2=10). ...................................................................................................................... 77

Bảng 3. 8. Giá trị các hệ số b0,bj, bu,j và bjj ............................................................... 79

Bảng 3. 9. Thông số hệ IC thí nghiệm ...................................................................... 81

Bảng 3. 10. Tổng hợp chế độ thí nghiệm .................................................................. 84

Bảng 3. 11. Ảnh hưởng vận tốc dâng nước đến khả năng rửa trôi bùn ra khỏi bình

phản ứng .................................................................................................................... 84

Bảng 3. 12. Ảnh hưởng vận tốc dâng nước đến khả năng rửa trôi bùn khi đầu vào là

NTCNL được pha loãng đến hàm lượng COD = 500 mg/L ..................................... 85

Bảng 3. 13. Ảnh hưởng vận tốc dâng nước đến khả năng rửa trôi bùn khi đầu vào là

NTCNL được pha loãng đến hàm lượng COD = 1000 mg/L ................................... 86

Bảng 3. 14. Ảnh hưởng vận tốc dâng nước đến khả năng rửa trôi bùn khi đầu vào là

NTCNL được pha loãng đến hàm lượng COD = 2500 mg/L ................................... 87

Bảng 3. 15. Kết quả tách TSS bằng bộ lọc thô ......................................................... 94

Bảng 3. 16. Cường độ và công suất khuấy trộn do khí biogas sinh ra ...................... 98

Bảng 3. 17. Thông số công nghệ của hệ IC ở các năng suất xử lý khác nhau ........ 104

Bảng 3. 18. Giá trị của Ktn=QN/QK, Ktính theo phương trình 3.10 và sai số (%). .... 121

Bảng 3. 19. Mối liên hệ giữa độ nhớt của dung dịch đường và nước tại 200C ....... 131

Bảng 3. 20. Kết quả tính KMH và mức sai số so với Ktn. ......................................... 137

DANH MỤC TỪ VIẾT TẮT

ABR Anaerobic Baffled Reactor Bồn xử lý chảy ngược qua nhiều ngăn

yếm khí

AC Anaerobic Contac Yếm khí tiếp xúc

AF Anaerobic Filter Lọc yếm khí

ALR Airlift Reactor Thiết bị phản ứng khí nâng

BAS Biofilm Airlift Suspension Màng vi sinh khí nâng lơ lửng

BFB Biofilm Fluidized Bed Màng vi sinh tầng sôi

CNL Chăn nuôi lợn

CSTR Continuous Stirred-Tank Bồn phản ứng khuấy trộn liên tục

Reactor

đktc Điều kiện tiêu chuẩn

ECP Extra-cellular Polymer Polyme ngoại bào

EGSB Expanded Granular Sludge Kỹ thuật tầng bùn hạt giãn nở

Bed

FB Fluidized Bed Tầng lưu thể

HSXL Hiệu suất xử lý

GLSS Gas-Liquid-Solid Separator Bộ tách pha R/L/K

HRT Hydraulic Retention Time Thời gian lưu thủy lực (giờ hoặc ngày)

IC Internal Circulation Tuần hoàn nội

OLR Organic Loading Rate Tải lượng hữu cơ (kgCOD/m3.ngày)

NSXL Năng suất xử lý

NTCNL Nước thải chăn nuôi lợn

NTSH Nước thải sinh hoạt

SMA Specific Methanogenic Hoạt tính tạo metan riêng

Activity

SS Suspended Solid Chất rắn lơ lửng

SRT Solids Retention Time Thời gian lưu bùn

TS Total Solid Tổng chất rắn (kg/m3; mg hoặc g/L)

TSS Total Suspended Solid Tổng chất rắn lơ lửng (kg/m3; mg hoặc

g/L)

UASB Upflow Anaerobic Sludge Dòng chảy ngược qua lớp bùn yếm khí

Blanket

USB Upflow Sludge Bed Tầng bùn dòng chảy ngược

VSS Volatile Suspended Solids Chất rắn lơ lửng cháy được (kg/m3; mg

hoặc g/L)

VSYK Vi sinh yếm khí

XLYK Xử lý yếm khí

YK Yếm khí

MỞ ĐẦU

1. Tính cấp thiết của luận án

Hiện nay, khoảng 80% lượng nước thải có thể xử lý được bằng công nghệ

sinh học [1], bao gồm: nước thải sinh hoạt, nước thải công nghiệp chứa các hợp

chất hữu cơ sinh hủy được, ở mức độ nhất định công nghệ sinh học xử lý được cả

các hóa chất độc. Trong xử lý nước thải, công nghệ sinh học luôn được ưu tiên do

chi phí thấp, sản sinh ít bùn, ít sử dụng hóa chất, … đặc biệt là còn thu được năng

lượng tái tạo dưới dạng khí biogas. Như vậy, xử lý yếm khí không chỉ là công cụ để

bảo vệ môi trường mà còn là bảo vệ tài nguyên.

Trong lịch sử phát triển, kỹ thuật vi sinh yếm khí đã phát triển dần từ các hệ

đơn giản (bồn kín, bể phốt, . . . là các công trình xử lý chỉ sử dụng các hiện tượng tự

nhiên) đến những kỹ thuật mang nhiều yếu tố “bể phản ứng” hơn và hiệu quả hơn.

Theo bước phát triển của công nghệ, có 4 loại kỹ thuật xử lý yếm khí đã được ứng

dụng là: (1) bồn phản ứng khuấy trộn đều – CSTR, (2) kỹ thuật phản ứng tiếp xúc -

AC, (3) kỹ thuật dòng chảy ngược qua lớp bùn yếm khí – UASB và (4) kỹ thuật

tầng bùn hạt giãn nở - EGSB và kỹ thuật tuần hoàn nội - IC. Trong khoảng 40 năm

trở lại đây nhiều công trình áp dụng kỹ thuật yếm khí cao tải với các thiết kế khác

nhau được áp dụng [2]. Các tài liệu tham khảo cho thấy IC cùng với EGSB là 2 thiết

bị xử lý yếm khí có năng suất cao nhất và tiên tiến nhất hiện nay, kỹ thuật IC có khả

năng chịu tải và có năng suất cao nhất trong các kỹ thuật hiện có [3]. Do vậy tốc độ

tăng trưởng của các hệ IC rất cao. Năm 1997 cả thế giới mới có 32 hệ IC, tới năm

2007 trên thế giới đã có tới 2266 hệ, đến năm 2015 ước tính số lượng các hệ yếm

khí cao tải được lắp đặt đã vượt quá 4000 hệ [4].

Một yếu tố quan trọng của các kỹ thuật xử lý vi sinh là sự khuấy trộn, tăng

khuấy trộn làm tăng khả năng tiếp xúc của vi sinh vật với chất ô nhiễm nên hiệu quả

chuyển hóa tăng. Các kỹ thuật UASB và EGSB sử dụng năng lượng của khí sinh ra

và dòng chất lỏng tuần hoàn (bằng bơm tuần hoàn) để tăng khả năng khuấy trộn. Kỹ

thuật IC sử dụng khí sinh ra để tuần hoàn nước. Đây chính là ưu thế làm cho IC có

hiệu quả xử lý cao trong khi lại tiêu thụ ít năng lượng hơn (vì không dùng bơm tuần

hoàn). Để nghiên cứu chế tạo thành công hệ IC, điểm mấu chốt là cần nghiên cứu

chế tạo các cơ cấu tự tuần hoàn không cần năng lượng bên ngoài (bơm tuần hoàn),

sử dụng quá trình kéo nước bằng khí tự sinh để tuần hoàn hỗn hợp bùn và nước thải.

Hiện nay, các tài liệu hướng dẫn thiết kế hệ UASB tương đối phổ biến nhưng

tài liệu về các kỹ thuật tuần hoàn nước như IC được công bố rất ít. Ví dụ, trong

cuốn sách chuyên khảo mới nhất về công nghệ sinh học xử lý nước thải “Handbook

of Biological Wastewater Treatment, 2012” [5] có tới 14 ví dụ tính thiết kế hệ

UASB kèm lời giải chi tiết mà không có ví dụ nào về các hệ tiên tiến kiểu EGSB và

IC. Do vậy, để thúc đẩy ứng dụng hệ IC ở Việt Nam cần phải có các nghiên cứu để

xác định các thông số cơ bản phục vụ việc thiết kế và chế tạo thiết bị.

Trong luận án này tập trung mô phỏng quá trình tuần hoàn nội (khí kéo nước)

nhằm xác định lượng nước (QN) được kéo lên bởi mỗi lượng khí (QK) (K = QN/QK)

và khả năng khuấy trộn của khí sinh ra và nước tuần hoàn nhằm phục vụ tính toán

cơ cấu khí kéo nước (airlift) trong hệ IC. Trong luận án cũng trình bày kết quả thử

nghiệm chế tạo và vận hành mô hình hệ IC quy mô phòng thí nghiệm nhằm xác

định năng lực xử lý của hệ IC khi vận hành hệ thống với nước thải chăn nuôi lợn.

2. Mục tiêu nghiên cứu

Nghiên cứu ứng dụng hệ xử lý yếm khí tuần hoàn nội (IC) trong xử lý nước

thải giàu hữu cơ, cụ thể là:

(i) Xác lập quan hệ giữa các thông số thiết kế thường dùng (ví dụ: tải lượng,

tốc độ nước dâng) với các thông số thiết kế hệ IC (ví dụ: kích thước ống

khí-nước lên, chiều cao vùng phản ứng).

(ii) Xác định mối tương quan giữa tải lượng và năng suất xử lý của hệ yếm

khí IC trong trường hợp NTCNL.

(iii) Xác định khả năng khuấy trộn trong hệ bằng khí sinh ra.

(iv) Xác định giá trị các thông số (chiều cao thiết bị, chiều cao vùng phản

ứng, đường kính thiết bị, kích thước ống lên) phục vụ thiết kế hệ yếm

khí IC.

3. Nội dung nghiên cứu

Nội dung 1: Thực nghiệm xác định tỷ lệ lượng nước được kéo lên bởi mỗi

lượng khí ( ) ở các mức ngập nước (H1), chiều cao xả nước (H2) và tiết diện

ống dẫn lên khác nhau ở độ nhớt và khối lượng riêng xác định của dung dịch.

Nội dung 2: Thiết lập phương trình biểu diễn mối liên hệ giữa với

các thông số: mức ngập nước (H1), chiều cao xả nước (H2), tiết diện ống dẫn lên (S)

ở độ nhớt và khối lượng riêng xác định của dung dịch.

Nội dung 3: Chế tạo và vận hành hệ IC với nước thải chăn nuôi lợn nhằm xác

định năng suất xử lý của hệ IC.

Nội dung 4: Tính toán xác định khả năng khuấy trộn của khí nội sinh và nước

tuần hoàn để xác định các thông số thiết kế hệ IC.

4. Những đóng góp khoa học và tính mới của luận án

Với mục tiêu nghiên cứu xác định giá trị các thông số thiết kế công nghệ hệ

thống IC, các kết quả thu được từ nghiên cứu gồm:

(i) Phương trình lý thuyết tính toán đại lượng K = QN/QK (tỷ lệ lượng nước

được kéo lên bởi mỗi lượng khí) phụ thuộc vào tiết diện ống lên (S),

mức ngập nước (H1), chiều cao xả nước (H2), độ nhớt (µ) và khối lượng

riêng của dung dịch (ρ).

(ii) Phương trình kinh nghiệm để tính toán đại lượng K = QN/QK (tỷ lệ

lượng nước được kéo lên bởi mỗi lượng khí) phụ thuộc vào tiết diện ống

lên (S), mức ngập nước (H1), chiều cao xả nước (H2).

(iii) Từ việc định lượng khả năng khuấy trộn trong hệ xử lý bằng khí nội

sinh (ở đây là khí biogas) và dòng tuần hoàn nội thông qua công suất P

(W/m3) và gradient tốc độ G (s-1) đã xác định các thông số thiết kế hệ IC

(chiều cao thiết bị, tải lượng, tốc độ dâng).

5. Giá trị thực tế và ứng dụng các kết quả của luận án

Trong xử lý nước thải thì xử lý yếm khí ngày càng đóng vai trò quan trọng

không chỉ bởi chi phí đầu tư và vận hành thấp mà còn bởi năng lực xử lý ngày càng

cao và tiềm năng thu hồi năng lượng. Hệ yếm khí cao tải tuần hoàn nội (IC) đang

ngày càng được áp dụng rộng rãi. Nghiên cứu này cung cấp các thông tin liên quan

đến thiết kế hệ IC và khả năng ứng dụng của hệ IC.

CHƯƠNG I: TỔNG QUAN

1.1. Các quá trình vi sinh yếm khí

Mặc dù hiện tượng phân hủy yếm khí chất hữu cơ thành khí cháy được (ngày

nay gọi là biogas) đã được Van Helmont phát hiện từ thế kỷ 17 nhưng mãi tới

những năm 1890 Omelianski mới phân lập thành công các vi khuẩn tạo hyđrô, axit

axetic và butyric trong quá trình lên men xellulo. Ông cũng là người đầu tiên giả

định về phản ứng vi sinh tạo metan từ hyđrô và carbon đioxit, điều mà tới 1910 mới

được Sohngen khẳng định, đồng thời với phản ứng tạo metan từ axit axetic qua con

đường giải phóng CO2 [6].

Vấn đề phân hủy yếm khí bắt đầu được quan tâm thực sự từ những năm 1930,

các nghiên cứu về vấn đề này dẫn tới sự phát hiện các loại vi khuẩn yếm khí có khả

năng phân hủy chất hữu cơ. Tiếp theo là các nghiên cứu về các điều kiện mà vi

khuẩn yếm khí có thể phát triển và sinh trưởng tốt [7].

Tới những năm 1970, do các vấn đề địa chính trị ở Trung Cận Đông, khủng

hoảng năng lượng kéo theo sự gia tăng đột biến của giá dầu mỏ thì tiềm năng năng

lượng từ biogas - một nguồn năng lượng tái tạo bắt đầu được chú ý hơn nên bản

chất của quá trình XLYK cũng như các kỹ thuật XLYK trở thành đề tài nóng trong

giới nghiên cứu. Hơn nữa, những năm 1970 chính là thời điểm mà Luật môi trường

được thông qua ở hàng loạt các nước phát triển, đây chính là những động lực chính

để phát triển các công nghệ XLYK, nhất là với những nguồn nước thải giàu hữu cơ.

Kết quả của các nỗ lực này là sự hệ thống hóa, lượng hóa cơ chế phân hủy chất hữu

cơ vốn rất phức tạp thành sơ đồ Hình 1.1 [8].

Theo Hình 1.1, dưới tác dụng của các tổ hợp vi sinh vật khác nhau các chất

hữu cơ sẽ phân hủy qua bốn công đoạn chuyển hóa: (1) thủy phân, (2) axit hóa, (3)

axetat hóa và (4) metan hóa. Theo Gujer và Zehnder (1983) [8], 70% metan sẽ hình

thành từ chất trung gian là axetat theo phản ứng (a) và 30% metan còn lại là sản

phẩm chuyển hóa của chất trung gian rất quan trọng là hyđrô theo phản ứng (b).

(a) CH3COOH  CH4 + CO2

(b) 4H2 + CO2  CH4 + 2H2O

Theo một số tác giả khác tỷ lệ này có chút khác biệt, cụ thể là 72/28 [9] song

bản chất các giai đoạn không thay đổi. Các phản ứng trung gian khác và nhiệt động

học của các quá trình yếm khí có thể tham khảo chi tiết hơn ở [10].

Hình 1. 1. Sơ đồ chuyển hóa của chất thải hữu cơ trong điều kiện yếm khí

Ngay từ 1982 Mc Carty [11] đã liệt kê các bước tiến hóa của công nghệ này.

Bắt đầu của các hệ thống xử lý năng suất cao là “bồn phản ứng khuấy trộn hoàn

toàn” cho tới bồn phản ứng có kiểm soát nhiệt độ thường sử dụng cho “nước” thải

có nồng độ hữu cơ rắn cao (thực chất là bùn thải và các chất thải hữu cơ), cuối cùng

là những hệ phản ứng có năng suất rất cao nhờ mật độ cao của vi sinh hoạt tính.

So với quá trình hiếu khí thì quá trình yếm khí tiêu tốn ít năng lượng hơn,

sinh ra ít bùn thải hơn, chi phí xử lý thấp hơn, hơn nữa lại có tiềm năng thu hồi năng

lượng ở dạng năng lượng tái tạo. Trong điều kiện yếm khí, các chất hữu cơ được

chuyển đổi thành khí CH4, mỗi 1 kg COD được loại bỏ sinh ra khoảng 13,5 MJ CH4

năng lượng, đem lại 1,5 kWh điện (với hiệu suất chuyển đổi điện đạt 40%) [4].

Trong lĩnh vực công nghệ vi sinh xử lý nước thải, động học của phản ứng

phân hủy yếm khí nói riêng và các phản ứng vi sinh nói chung tuân theo phương

trình Monod [12]:

𝑘.𝑆

𝐾𝑆+𝑆

(1.1) 𝑋 𝑟𝑠𝑢 =

Trong đó:

rsu = tốc độ tiêu thụ cơ chất (chất ô nhiễm), g/m3/ngày

k = tốc độ tiêu thụ cơ chất riêng tối đa, g cơ chất/g VSS/ngày

X = nồng độ sinh khối (vi khuẩn), g VSS/m3

S = nồng độ cơ chất (quyết định tốc độ), g/m3

Ks = hằng số bán bão hòa = nồng độ cơ chất mà ở đó tốc độ tiêu

thụ cơ chất riêng bằng 50% tốc độ tiêu thụ cơ chất riêng tối đa,

g/m3

Theo phương trình (1.1), tốc độ phản ứng (xử lý) tỷ lệ thuận với tốc độ riêng

tối đa k (trong quá trình XLYK là hoạt tính tạo metan riêng - SMA (Specific

Methanogenic Activity)) và nồng độ vi sinh X trong hệ phản ứng. SMA đặc trưng

cho tổ hợp vi khuẩn yếm khí xúc tác cho hệ phản ứng, đây là đại lượng rất đặc thù

và phụ thuộc vào nhiều yếu tố [10]: nhiệt độ; khả năng sinh hủy của chất bẩn; sự có

mặt của chất độc hay chất ức chế; nồng độ và phần VSS trong nước vào; mức độ

axit hóa trước của nước thải.

Như vậy tốc độ phản ứng sẽ tỷ lệ thuận với mật độ vi sinh X, nghĩa là muốn

giảm thể tích thiết bị phải tăng X. Tuy nhiên, khi đã tăng X cần những hệ phản ứng

cho phép làm việc ở X lớn mà không ảnh hưởng đến quá trình vận hành (bùn bông

lắng cũng chỉ có mật độ 6-8 g/L). Vì vậy, các kỹ thuật phản ứng mới muốn có năng

suất xử lý cao phải đồng thời giải quyết được các yêu cầu: tăng X nhưng không thất

thoát mất vi sinh và tiếp xúc vi sinh/nước thải tốt (khuấy trộn). Các thiết bị phản

ứng “cao tải” (high - rate) thế hệ mới (AC, AF, UASB, FB, EGSB, IC, . . .) trình

bày ở sau giải quyết được các vấn đề này.

1.2. Lớp đệm bùn vi sinh yếm khí và vi sinh dạng hạt

Đột phá trong công nghệ XLYK đối với nước thải giàu hữu cơ là phát minh

của nhóm G. Lettinga [13]. Theo ý tưởng của tác giả, khả năng lưu giữ bùn hoạt

tính trong bồn phản ứng được đảm bảo nhờ sự hình thành lớp bùn bông mật độ cao

dày vài mét và nhất là bùn dạng hạt có tốc độ lắng rất cao kết hợp với việc áp dụng

cơ cấu tách ba pha K/L/R có dạng hình nón ở phần trên của lớp nước. Theo G.

Lettinga [14], ý tưởng về UASB được kế thừa và phát triển khi nghiên cứu hệ lọc

yếm khí với tải lượng trên 10 kg COD/m3/ngày. Trong quá trình nghiên cứu các tác

giả đã ghi nhận sự xuất hiện của bùn hoạt tính có hoạt tính cao và lắng rất tốt. Điều

này đã dẫn tới cách tiếp cận về một kỹ thuật XLYK mới mà bây giờ gọi là UASB.

Năm 1971-1972 các pilot quy mô 6 và 30 m3 lần lượt được thử nghiệm, kết quả thu

được đã chứng minh tính khả thi của UASB. Năm 1976 hệ UASB đầu tiên quy mô

200 m3 được đưa vào vận hành ở nhà máy đường, một năm sau hệ UASB quy mô

1000 m3 được xây dựng và ngay sau đó là nhà máy thứ hai ở Breda – Hà Lan.

Thành công của UASB kéo theo hàng loạt những nghiên cứu về vi sinh dạng hạt.

Sự hình thành vi sinh dạng hạt

Trong công nghệ XLYK nước thải, nhất là nước thải giàu hữu cơ, khi các tế

bào tự tập hợp lại để tạo thành các hạt bùn bền, có hoạt tính cao và có khả năng lắng

rất nhanh đã trở thành đối tượng nghiên cứu hàng đầu [15]. Hạt bùn vi sinh yếm khí

là tập hợp vi sinh có mật độ cao được hình thành trong mối quan hệ tương hỗ với

môi trường xung quanh (đặc trưng nước thải, đặc trưng thủy động của dòng chảy).

Sự phân hủy các thành phần ô nhiễm trong nước thải được thực hiện nhờ những lớp

vi sinh chức năng tương ứng có mặt trong hạt bùn. Trên cơ sở các quan hệ tương hỗ

này Fitzpatrick và cs. (1989) [16] cho rằng sự hình thành bùn dạng hạt là bản năng

của vi sinh, nó có thể là do (1) sự tập hợp các tế bào (tạo hạt bùn) để hình thành các

quần thể vi sinh không đồng nhất dưới dạng tập hợp đa tế bào ở điều kiện sinh lý

thuận lợi, điều này dẫn tới (2) tương tác tương hỗ giữa các vi sinh vật lân cận tạo

thuận lợi cho trao đổi các yếu tố di truyền, (3) sự tạo hạt có thể bảo vệ các vi sinh

khỏi các nguyên sinh động vật ăn vi khuẩn yếm khí, (4) trong thể tích hạt quãng

đường khuếch tán của các sản phẩm lên men trung gian tới các vi khuẩn chuyển hóa

tiếp theo được rút ngắn. Điều này làm giảm năng lượng tiêu tốn cho quá trình vận

chuyển chất, tăng hiệu quả chuyển hóa, và (5) ở điều kiện không tốt cho sự sinh

trưởng của vi sinh (ví dụ, pH vượt ngưỡng, có mặt chất độc v.v…), môi trường cục

bộ trong hạt vi sinh sẽ ít bị ảnh hưởng hơn, vì vậy sự chuyển hóa ít bị ảnh hưởng.

Các lý thuyết/quan điểm về sự hình thành bùn vi sinh yếm khí dạng hạt liên quan

đến hoạt động của các hệ XLYK cao tải, một số quan điểm về sự tạo hạt bùn được

tóm tắt dưới đây.

Đối với quá trình metan hóa, sự tự bám dính của vi khuẩn hay hiện tượng tự

tập hợp của vi khuẩn được coi là sự bắt đầu của quá trình tạo hạt bùn. Nó là hệ quả

của tương tác vi khuẩn-vi khuẩn hoặc vi khuẩn-bề mặt rắn. Về mặt nhiệt động học,

khi vi khuẩn tiến lại gần nhau chúng đồng thời chịu các lực tác động ngược chiều

nhau, một mặt là lực đẩy tĩnh điện giữa các hạt cùng dấu, mặt khác là lực hút phân

tử van de Waals, tiếp theo là tương tác với các phân tử nước (hydrat hóa) và giữa

các hạt đã hydrat hóa. Một số lý thuyết/quan điểm, thuyết hóa lý, đã được xây dựng

trên cơ sở phân tích các hiện tượng này.

Lettinga et al. (1980) [13] cho rằng khi có mặt “mầm” hoặc các hạt vật liệu

rắn rất nhỏ, vi khuẩn có thể bám lên bề mặt “mầm” để tạo thành các phôi hạt. Tiếp

theo, vi khuẩn tiếp tục bám lên các phôi hạt này cho tới khi tạo hạt bùn thấy được

bằng mắt. Minh chứng cho vai trò của mầm rắn đã được chứng minh bằng thực

nghiệm khi Hulshoff Pol cho thêm các hạt khoáng chất zeolit hoặc hydro-anthraxit

có kích cỡ khoảng 100 m vào môi trường nuôi vi khuẩn, chúng đã đẩy nhanh quá

trình tạo hạt bùn yếm khí [17]. Hulshoff Pol và cs. (1988) [18] cho rằng sự tập hợp

vi khuẩn thành hạt là phản ứng của vi khuẩn để chống lại các áp lực trong quá trình

chọn lọc. Trong bồn/bể phản ứng kiểu UASB, dòng chất lỏng chảy ngược chính là

áp lực của quá trình chọn lọc, dưới tác dụng của dòng chảy các bông tế bào có khả

năng tạo hạt/bám dính kém và nhẹ sẽ bị rửa trôi theo nước ra khỏi bồn phản ứng,

khi đó trong bồn sẽ còn lại các tập hợp vi sinh có khả năng bám dính có mật độ lớn

hơn, nặng hơn. Áp lực chọn lọc do dòng chảy rất quan trọng [15]. Thực tế cho thấy

bùn bông yếm khí có thể dần chuyển thành các tập hợp dạng hạt khi thời gian lưu

thủy lực (HRT) nhỏ hơn 8 giờ. Trong trường hợp HRT quá lớn hay áp lực chọn lọc

nhỏ không thấy hiện tượng tạo bùn hạt [17] [18]. Như vậy, trong UASB cũng như

các hệ cao tải khác như EGSB và IC dòng nước thải luôn chảy từ dưới lên, ngược

dòng cặn lắng là áp lực chọn lọc trong quá trình tạo bùn dạng hạt.

Pereboom và Vereijken (1994) [19] cho rằng xuất phát điểm của quá trình

tạo hạt là do quá trình va chạm, bám dính giữa các hạt chất rắn lơ lửng (SS) có

trong nước thải đầu vào. Chuyển động hỗn loạn có định hướng của dòng chất lỏng

và chất khí trong bồn là nguyên nhân của các va chạm này. Sự tăng kích thước tiếp

theo của các hạt ban đầu thuần túy là do khả năng bám dính của vi khuẩn. Đã ghi

nhận là nước thải có hàm lượng SS cao sẽ tạo thành nhiều hạt bùn nhỏ với phân bố

rất hẹp, còn nếu SS thấp hoặc không có SS thì hạt bùn sinh ra có phân bố theo kích

thước đều.

Ở pH trung tính các vi khuẩn là các hạt tích điện âm. Vì vậy, để tăng cường

khả năng bám dính cần cấp thêm các ion hóa trị dương cao (cation đa điện tích) cho

hạt mầm. Nhiều thực nghiệm đã chứng minh là sự bổ sung các ion Ca2+, Mg2+ và

Al3+ tăng tốc quá trình tạo hạt trong bồn UASB [20] [21]. Tuy nhiên, nồng độ Ca2+

 500 mg/L là có hại đối với quá trình tạo hạt [21].

Các cation đa điện tích tăng cường quá trình tạo hạt nhờ tương tác giữa

chúng với lớp polyme ngoại bào (Extracellular Polymers-ECPs) được vi khuẩn tiết

ra [22]. Ca2+ tạo liên kết bắc cầu giữa ECPs với ECPs, vi khuẩn lại bám dính theo

ECPs để tạo cấu trúc ba chiều từ các tập hợp đa tế bào, ở đây vi khuẩn tiếp tục phát

triển để tiếp tục tăng kích thước hạt. Bản thân ECPs có thể thúc đẩy đồng thời các

quá trình bám dính (adhesion) của các vi khuẩn bên ngoài cũng như lực hút nội hạt

(cohesion) đem lại độ bền cho các hạt bùn. ECP cũng có thể làm giảm điện tích âm

bề mặt của vi khuẩn, khi đó lực đẩy tĩnh điện giảm làm chúng có thể hút nhau bằng

lực van de Waals cũng như tăng cường khả năng bám dính của vi khuẩn lên vật liệu

mầm hạt [23]. Show & cs. (2004a,b) [24] [25] và Wang & cs. (2004) [26] đã nghiên

cứu ảnh hưởng của các chất keo tụ polyme lên quá trình tạo hạt bùn trong quá trình

khởi động UASB ở cấp độ phòng thí nghiệm. Các kết quả cho thấy với liều polyme

ở mức 20 mg/L thời gian khởi động giảm 46%, đồng thời tải hữu cơ đầu vào tăng

thêm hơn 33%.

Một yếu tố cản trở khả năng tự tập hợp của các vi khuẩn là lực đẩy giữa các

tế bào đã hydrat hóa (bọc bởi các phân tử nước). Để giảm điều này cần giảm yếu tố

hydrat hóa hay dehydrat hóa hay hydrophob hóa (làm kị nước) đối với các tế bào.

Mô hình kỵ nước hóa tế bào được đề xuất bởi J. Wilschut và D. Hoekstra [27], theo

đó khi bề mặt vi khuẩn trở nên kị nước chúng sẽ hút nhau để tạo hạt. Về mặt nhiệt

động, tăng tính kị nước sẽ làm giảm năng lượng tự do Gibbs của bề mặt tế bào, điều

này sẽ hỗ trợ tương tác tế bào-tế bào và tăng cường quá trình tự tạo hạt vi khuẩn

trong nước [28]. Yếu điểm chính của các mô hình/lý thuyết hóa lý là coi tế bào như

hạt vật chất thuần túy. Để khắc phục nhược điểm này cần xét đến các yếu tố sinh

học. Hướng nghiên cứu này được thúc đẩy mạnh trong hai thập kỷ gần đây.

Trong hệ xử lý nước thải vi khuẩn thường là tập hợp của nhiều loài cộng sinh

có tác dụng tương hỗ phù hợp với những quá trình chuyển hóa sinh hóa mà chúng là

xúc tác để thực hiện. Mô hình tác động tương hỗ cho rằng các tác động tương hỗ

ban đầu sẽ dẫn tới sự hình thành những tập hợp tế bào đầu tiên, các vi khuẩn lạc là

các vi hạt bao gồm các vi khuẩn của nhiều chủng với các chức năng tương hỗ nhau,

tiếp theo là tăng kích thước ba chiều nhờ sinh trưởng. Điều này giải thích hoạt tính

cao của bùn dạng hạt vì các tế bào không cần thiết cho chuỗi các quá trình chuyển

hóa sẽ tự bị loại bỏ. Để duy trì cấu trúc tối ưu này, các tế bào trong thành phần hạt

sẽ tự tập hợp theo một trật tự hợp lý, và nhờ cơ chế thông tin di truyền chúng có thể

phát triển để tạo các hạt mới [29].

MacLeod & cs. (1990) [30] và Guiot & cs. (1988) [31] là những tác giả đầu

tiên đề xuất mô hình đa lớp (multi-layer). Theo đó, hạt bùn có cấu trúc đa lớp, mỗi

lớp sẽ có thành phần tế bào và chức năng chuyển hóa tương ứng. Lớp trong cùng

chủ yếu là các vi khuẩn metan hóa, chúng đồng thời đóng vai trò vi hạt ban đầu để

từ đây sẽ phát triển thành hạt bùn. Các vi khuẩn tạo H2 và tiêu thụ H2 sẽ nằm ở các

lớp giữa của hạt, lớp ngoài cùng là hỗn hợp các vi khuẩn dạng que, dạng cầu và

dạng sợi. Để tạo metan, thứ tự không gian của các lớp rất quan trọng. Mô hình cấu

trúc đa lớp được nhiều tác giả nghiên cứu.

Dubourgier & cs. (1987) [32] khi kết hợp quan sát hiển vi kết hợp với các

phép đo hoạt tính đã đề xuất mô hình tự tạo hạt. Theo đó bắt đầu là các vi khuẩn

Methanosaeta dạng sợi cuốn theo các khuẩn lạc của các vi khuẩn axit hóa dạng cầu

hoặc que để tạo các hạt kích thước 10–50 m. Tiếp theo, các sợi Methanosaeta nhờ

cấu trúc dạng sợi có bề mặt phát triển sẽ đóng vai trò cầu nối kéo các hạt nhỏ này lại

với nhau để tạo các hạt lớn hơn có kích thước từ 200 m trở lên. Tiếp theo chúng sẽ

dính tiếp các vi khuẩn axit hóa và các vi khuẩn chức năng phù hợp khác. Ý tưởng

chính của tác giả là các sợi Methanosaeta đóng vai trò quyết định trong việc tạo độ

bền cho hạt bùn bằng cách tạo mạng lưới cấu trúc ổn định. Các công trình sau đó

của Morgan &cs. (1991a,b) [33] [34] cũng củng cố giả thiết về vai trò quyết định

của Methanosaeta và các polyme ngoại bào trong việc tạo hạt bùn.

Các hệ XLYK cao tải thường được khởi động với mầm bùn hạt nhập từ các

hệ XLYK đang hoạt động. Các loại bùn hạt trong các hệ xử lý nước thải khác nhau

có các đặc trưng khác nhau, các khái niệm về bùn hạt và các đặc trưng của chúng

được van Lier, (2015) [4] đề xuất và tóm tắt trong Bảng 1.1.

Bảng 1. 1. Đặc trưng của bùn hạt tốt [4]

- Vùng hoạt tính tạo metan riêng: 0,1–2,0 kg COD-

CH4/kg VSS/ngày Năng lực chuyển hóa - Thường gặp, nước thải công nghiệp: 0,3–1,0 kg

COD-CH4/kg VSS/ngày

- Tốc độ lắng: 2–100 m h1; thường gặp: 30–75 m h1

Tốc độ lắng và các tính - Đường kính: 0,1–8 mm; thường gặp: 0,15–4 mm

chất vật lý - Hình dạng: gần cầu và có bề mặt rõ ràng

- Màu sắc: đen/xám/trắng

Trong trường hợp khởi động hệ XLYK cao tải với bùn bông cần chú ý tới tốc

độ lắng của bùn bông, thường bùn bông tốt có tốc độ lắng khoảng 8-10 m/h [35],

lưu ý là tốc độ nước dâng phải kiểm soát ứng với HRT dưới 8h [15]. Trong quá

trình khởi động, ngoài việc theo dõi các thông số thông thường như tải lượng vào,

tải lượng ra, … còn cần quan tâm đến mức độ tạo bùn hạt và các đặc trưng của

chúng. Khi bùn hạt đã hình thành tốt thì có thể tăng tải lượng tới hoặc vượt mức

thiết kế.

1.3. Các hệ thống yếm khí cao tải sử dụng lớp đệm bùn vi sinh và vi sinh

dạng hạt

Theo J.B. van Lier (2015) [4], các hệ thống yếm khí cao tải sử dụng lớp đệm

bùn vi sinh và vi sinh dạng hạt gồm:

i) Hệ yếm khí tiếp xúc AC (Anaerobic Contact) và Bồn/bể lọc yếm khí

AF (Anaerobic Filter).

ii) Bể phản ứng kiểu UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket = Bể

phản ứng ngược dòng qua lớp đệm bùn yếm khí).

iii) Bể phản ứng kiểu FB (Fluidised Bed = Bể phản ứng với lớp vi sinh

dạng lưu thể).

iv) Bể phản ứng kiểu EGSB (Expanded Granular Sludge Bed = Bể phản

ứng với lớp bùn hạt giãn nở).

v) Bể phản ứng kiểu IC (Internal Circulation = tuần hoàn nội).

vi) Các thiết bị đang được phát triển cho tương lai

1.3.1. Hệ yếm khí tiếp xúc AC và Bồn/bể lọc yếm khí AF

Trong số các hệ XLYK cao tải thì AC và AF được coi là thế hệ đầu [4]. Đặc

trưng của AC là thời gian lưu bùn SRT bằng thời gian lưu nước HRT. Để đảm bảo

tiếp xúc tốt, bồn phản ứng kiểu AC luôn được khuấy trộn tốt, dòng ra khỏi AC được

đưa qua bể lắng, bùn lắng được bơm tuần hoàn về bể AC để duy trì mật độ vi sinh

cố định. Hệ AC đầu tiên được ứng dụng năm 1955 để xử lý nước thải nhà máy thực

phẩm đóng hộp có COD tương đối loãng, khoảng 1300 mg.L-1 [36]. Các cố gắng áp

dụng AC để xử lý nước thải đặc không thành công. Ngoài ra, AC còn có nhược

điểm nữa là bùn yếm khí rất khó lắng. Các cố gắng khắc phục ít kết quả, từ khi xuất

hiện các hệ XLYK thế hệ hai và ba hệ AC gần như không được phổ biến thêm [37].

Để giảm thiểu sự thoát bùn, các hệ XLYK cao tải tiếp theo sử dụng vật liệu

mang vi sinh cố định và hệ AF ra đời. Trong thực tế AF cũng được ứng dụng từ

những năm 1960, bắt đầu ở Mỹ để xử lý nước thải công nghiệp đậm đặc [12]. Hệ

AF còn được gọi là bồn/bể phản ứng yếm khí với lớp đệm cố định, vật liệu đệm

đóng vai trò là vật liệu bám dính, lớp vi sinh bám dính khi bong ra rất dễ lắng. Ưu

điểm của hệ AF là dễ khởi động, chấp nhận tải lượng VLR khá cao (khoảng 10 kg

COD.m-3.ngày-1) cho phép xử lý tốt nước thải công nghiệp đậm đặc, nhờ đó mà nó

phổ biến cho tới những năm 1980, giảm dần từ những năm 1990 khi UASB và các

hệ yếm khí cao tải thế hệ ba ra đời. Yếu điểm chính của AF là khả năng tắc lớp lọc,

sinh ra các dòng chảy tắt dẫn đến giảm hiệu quả xử lý, vì vậy chúng cần có bơm

tuần hoàn mạnh và giới hạn ứng dụng với nước thải không có hoặc có SS rất thấp

hoặc phải có hệ tiền xử lý [37].

1.3.2. Bồn/bể phản ứng kiểu UASB

UASB được coi là hệ XLYK cao tải thế hệ hai, phổ biến mạnh từ 1980 bắt

đầu từ Hà Lan. UASB có thể làm việc với bùn bông tốt hoặc bùn hạt, hỗn hợp phản

ứng và khí sinh ra đi từ dưới lên va chạm với bộ tách ba pha K/L/R dạng hình nón

ngược, khí sẽ tách khỏi bùn rắn thoát ra ngoài, bùn vi sinh sẽ rơi trở lại vùng phản

ứng và tiếp tục quá trình xử lý, biogas sinh ra lại kéo bùn lên và cứ thế hỗn hợp

phản ứng được tự khuấy trộn nên hiệu quả xử lý rất cao. Nhờ sự đơn giản, hiệu quả

xử lý cao, kể từ đầu những năm 1980 UASB dần thay thế chỗ của AC và AF, hàng

nghìn thiết bị UASB đã được triển khai trên toàn thế giới [12] [35] [37]. Thập niên

1990 là thời gian UASB thống trị thị trường các hệ XLYK, các hệ XLYK với lớp

đệm bùn chiếm tới khoảng 90% công suất XLYK mới được lắp đặt [37]. Đến nay,

UASB là hệ được nghiên cứu kỹ nhất.

Nguyên tắc căn bản của kỹ thuật UASB là sử dụng khả năng tạo thành hạt vi

sinh của một số dạng vi sinh yếm khí nhất định, chúng tạo thành tập hợp kết tụ đặc,

thường được gọi là hạt vi sinh với kích thước có thể đạt đến vài mm. Hạt vi sinh với

tính chất trên có khả năng lắng rất tốt và vì vậy dễ tích lũy sinh khối trong hệ phản

ứng, loại không có khả năng tạo hạt sẽ trôi theo nước ra ngoài. Với phương thức

chọn lọc vi sinh trên, mật độ sinh khối trong bể phản ứng đạt rất cao, thông thường

20 – 30 kg/m3.

Ưu điểm của UASB so với AF là UASB không cần vật liệu mang. Điều này

góp phần loại trừ hiện tượng tắc, chảy tắt và giảm chi phí đầu tư. Bùn UASB, nhất

là bùn hạt lắng tốt, điều này cho phép áp dụng HRT nhỏ, nồng độ vi sinh cao (có thể

tới 80 g/L) góp phần tăng năng suất xử lý và có thể áp dụng cho VLR cao, hệ tách

K/L/R hiệu quả làm tăng chất lượng nước ra và kiểm soát tốt nồng độ vi sinh trong

bồn phản ứng [38]. Đối với UASB, giá trị tải thể tích (VLR) thiết kế thường nằm

trong khoảng 4–15 kgCOD/m3/ngày [39]. Một trong những nhược điểm chính của

UASB là khi áp dụng cho nước thải giàu SS, sự có mặt của cặn lơ lửng sẽ cản trở sự

hình thành bùn hạt [40].

Bể xử lý theo kỹ thuật UASB có các đặc trưng chính sau: nước thải cần xử lý

được phân bố đều vào đáy bể, tại một khoảng chiều cao nhất định tồn tại một lớp

sinh khối với mật độ cao, tầng hạt vi sinh có độ cao chiếm tới 2/3 của chiều cao cột

nước, trên lớp sinh khối là lớp nước có mật độ sinh khối thấp và trên cùng là lớp

tách pha (rắn - lỏng – khí). Bể xử lý theo kỹ thuật UASB có thể là dạng hình trụ

hoặc khối hộp chữ nhật với chiều cao của mức nước 4 – 5 m.

Nước của dòng vào được phân tán đều ở phía dưới lớp bùn, chảy ngược lên

phía trên với tốc độ 1 – 2 m/h, cùng với khí tạo thành để duy trì trạng thái lơ lửng

của tầng vi sinh. Nhằm đảm bảo cho vi sinh được giữ lại trong khối phản ứng, hạt vi

sinh, nước và khí trong khối phản ứng được tách rời nhau nhờ hệ thống tách ba pha:

khí và nước thoát ra ngoài bể phản ứng, hạt vi sinh rơi trở lại vào vùng phản ứng.

Quá trình rơi trở lại khối phản ứng của hạt vi sinh làm tăng khả năng tiếp xúc với

nguồn cơ chất, tức là thúc đẩy thêm quá trình chuyển khối trong hệ ngoài quá trình

khuấy trộn do dòng chảy ngược và chuyển động của khí. Sơ đồ hệ thống xử lý theo

kỹ thuật UASB được trình bày trong Hình 1.2.

Hình 1. 2. Sơ đồ hệ xử lý UASB [41]

Có thể thay thế bộ tách K/L/R bằng tầng AF ở phía trên bể phản ứng, khi đó

ta có hệ lai UASB-AF, lúc này hệ lai sẽ mang đầy đủ các ưu điểm của hai hệ.

Những hệ lai kiểu này đã được áp dụng để xử lý nhiều loại nước thải công nghiệp

và cả nước thải sinh hoạt [40] [41]. Các hệ XLYK lai thể hiện tốt hơn UASB khi xử

lý nước thải hóa chất.

Do các kỹ thuật này sử dụng quá trình yếm khí chuyển hóa chất hữu cơ thành

biogas, nhóm công nghệ tốc độ cao này trong nhiều trường hợp đã trở thành công

cụ để thực hiện chiến lược WtE (Waste to Energy – biến chất thải thành năng lượng)

trong bối cảnh an ninh năng lượng ngày càng được coi trọng không chỉ ở cấp độ của

các công ty mà còn ở cấp độ quốc gia, kể cả ở Việt Nam.

Do khả năng xử lý rất hiệu quả của UASB, công nghệ xử lý yếm khí với lớp

bùn vi sinh dạng hạt tiếp tục được hoàn thiện, các biến thể sau đó là các kỹ thuật

EGSB và IC . . ., chúng đã thực sự trở thành nhóm công nghệ xử lý tốc độ cao

(“high – rate”) và được áp dụng rộng rãi để xử lý nước thải cũng như rác hữu cơ

(sau thủy phân). Sau UASB, các loại thiết bị chính sử dụng màng vi sinh dạng hạt

gồm FB, EGSB và IC.

1.3.3. Bồn phản ứng kiểu FB

Hệ phản ứng yếm khí FB được coi là hệ phản ứng với lớp đệm bùn hoạt tính

thế hệ hai có VLR rất cao (ở điều kiện phòng thí nghiệm có thể đạt tới 30–60 kg

COD/m3.ngày1, ở điều kiện thực tế: 20–40 kgCOD/m3.ngày1) [4]. Để tăng cường

yếu tố VLR, ngoài mật độ vi sinh (thường được giới hạn) và nhiệt độ T (thường cố

định) thì yếu tố tiếp xúc hay khuấy trộn đóng vai trò quyết định (nhờ tăng tốc độ

khuếch tán). Tăng yếu tố tiếp xúc đồng nghĩa với tăng cường độ khuấy trộn (thường

là bằng bơm tuần hoàn) dòng nước đi lên có tốc độ lớn sẽ kéo theo vi sinh. Để đảm

bảo yêu cầu ổn định mật độ vi sinh thì không được để vi sinh thoát ra. Về mặt kỹ

thuật, điều này được giải quyết bằng các phương pháp phổ biến đã biết, ví dụ như

sử dụng bộ tách K/L/R, sử dụng vi sinh bám dính trên các hạt vật liệu nhỏ đủ nặng.

Trong hệ FB, vật liệu vi sinh bám dính thường là cát mịn (đường kính 0,1–0,3 mm),

hoặc đá basalt, pumice hoặc plastic. FB được coi là hệ xử lý tiên tiến vì VLR có thể

vượt 40 kgCOD/m3.ngày1 [42] [43]. Tuy nhiên, điều này chỉ đạt được trong những

điều kiện nhất định [44]. Việc sử dụng vật liệu mang cũng gây ra những khó khăn

khi vận hành. Độ ổn định của hệ thống chỉ đạt được nếu các hạt vi sinh tạo thành

nhờ sự bám dính của vi sinh trên các hạt vật liệu mang phải tương đối ổn định và

đồng nhất (về độ dày, mật độ, độ bền). Đây là điều rất khó đạt được trong điều kiện

FB, nhất là khi nước thải đầu vào chứa SS cao [45]. Trong thực tế, hiện tượng bong,

tróc màng vi sinh thường xảy ra, khi đó trong bồn sẽ xuất hiện hai loại vi sinh: loại

bám dính có tỷ khối nặng hơn và loại vi sinh không bám dính nhẹ hơn có xu thế nổi

lên và thoát ra ngoài, khi đó sẽ phải giảm tốc độ nước dâng, hoặc phải bố trí hệ tách

lỏng-rắn và tuần hoàn, điều này đi ngược lại nguyên lý của hệ FB [4].

Hiện nay, rất ít hãng theo đuổi thiết kế kiểu hệ FB, nổi tiếng nhất là hệ

Anaflux của Degrémont (CH Pháp), thực tế là Anaflux giống hệ với lớp đệm giãn

nở hơn là lưu thể [46], điểm khác biệt so với EGSB chỉ là ở đây có sử dụng vật liệu

mang vi sinh. Trong Anaflux sử dụng vật liệu trơ, xốp có đường kính < 0,5 mm để

vi sinh bám dính. Hệ Anaflux cũng trang bị hệ tách 3 pha K/L/R trên đỉnh bồn

tương tự như UASB và EGSB. Bằng cách này mật độ bùn trong bồn phản ứng có

thể được kiểm soát ở mức ổn định rất cao, tới 30–90 kg VSS/m3. Để các hạt vi sinh

luôn ở trạng thái lơ lửng, tốc độ nước dâng tới 10 m/h được duy trì bằng bơm tuần

hoàn. Hệ này yêu cầu khống chế SS trong nước thải đầu vào dưới 500 mg/L. Mặc

dù năng suất xử lý rất cao nhưng do độ phức tạp của hệ thống cũng như quy trình

vận hành, FB không được phổ biến rộng như EGSB [4].

Phụ thuộc vào chất mang (cát, đá bazan, thủy tinh xốp, than hoạt tính, vật

liệu polymer), kích thước của chúng cũng như cấu hình của bể phản ứng, tốc độ

dòng nước duy trì trong vùng 5 – 30 m/h nhằm giữ cho tầng vi sinh có một chiều

cao nhất định và sinh khối không bị trôi ra ngoài. Tốc độ dòng quá cao làm bong

màng vi sinh ra khỏi chất mang.

Để xử lý được tải lượng hữu cơ cao, bể phản ứng tầng lưu thể (thực chất là

bể metan hóa) đòi hỏi nguồn nước thải chứa ít cặn không tan và nguồn thải đó đã

qua giai đoạn axit hóa, vì vậy những hệ thống hoạt động trong thực tế đều thiết kế

hệ thống axit hóa riêng biệt, ghép trước giai đoạn tầng lưu thể.

Chiều cao của bể xử lý tầng lưu thể có thể tới 30 m, tỷ lệ giữa chiều cao và

đường kính của bể nằm trong khoảng giá trị 2 – 6 [47].

1.3.4. Bồn/bể phản ứng kiểu EGSB

Một trong các biến thể của thiết bị UASB là thiết bị EGSB (Hình 1.3). Cấu

tạo và nguyên lý hoạt động gần giống như UASB, nước thải đi vào đáy thiết bị và đi

qua lớp bùn hạt yếm khí, tại đó xảy ra quá trình chuyển hóa các chất hữu cơ. Điểm

khác biệt là để tạo được tầng sôi của lớp bùn thì các điều kiện liên quan đến vận tốc

dòng cần cung cấp với chất lỏng (10 m.h-1) và khí (7 m.h-1) [48]. Bùn hạt, khí và

nước được tách ra tại bộ tách ba pha ở phía trên của bồn phản ứng. Nước thải ra sau

khi đi qua phần lắng tách bùn, các hạt lắng xuống trở lại vùng thể tích hoạt động

của lớp bùn giãn nở trong bồn phản ứng, khí biogas được thải ra qua các đường

thoát khí. Thiết kế đặc biệt của bộ tách ba pha cho phép tải thủy lực cao hơn nhiều

so với khả năng đạt được trong các bồn phản ứng USB [49]. Sinh khối được giữ lại

trong bể phản ứng nhờ cấu trúc mở rộng của bể xử lý ở phía bên trên.

Hình 1. 3. Sơ đồ nguyên lý hệ EGSB [48]

Hệ EGSB chỉ áp dụng với bùn vi sinh yếm khí dạng hạt. Tải lượng VLR và

tốc độ nước dâng trong EGSB cao hơn nhiều so với UASB. Nhờ tốc độ nước dâng

lớn, lớp bùn hạt trong EGSB luôn ở trạng thái lơ lửng. Mật độ vi sinh lớn kết hợp

với khuấy trộn thủy lực mạnh đảm bảo tiếp xúc nước thải/vi sinh tốt nên hệ này có

thể chấp nhận VLR cao hơn nhiều so với UASB.

Trong các hệ XLYK công nghiệp với lớp bùn giãn nở, ví dụ Biobed EGSB

và Biopaq IC, khi xử lý các loại nước thải khác nhau tải VLR thường được lấy ở

mức 25–35 kg COD/m3/ngày. Tùy vào tải COD lượng biogas sinh ra được tính theo

phương trình 1.1 [4].

(1.1)

Trong đó:

Eff-meth = lượng COD chuyển hóa thành CH4 hoặc hiệu quả xử lý COD

dựa trên CH4 thành phẩm.

Fmeth-biogas = phần của mêtan trong khí sinh học (ví dụ 0,6 cho 60% CH4).

T = nhiệt độ hoạt động của thiết bị phản ứng (° C)

Vupw-liquid = vận tốc đi lên của chất lỏng trong thiết bị phản ứng UASB,

m/h.

Thông thường, tải biogas không được vượt quá 2–3 m3/m2/h là giới hạn dùng

để tính thiết kế bộ tách K/L/R trong UASB. Nếu tải biogas vượt giới hạn này thì cần

thiết kế bộ tách K/L/R có diện tích lớn hơn và hiệu quả hơn. EGSB thường có tỷ lệ

chiều cao:đường kính lớn, trong đó chiều cao có thể lên tới 25 m, khi đó lượng khí

càng lên cao. Mặt khác, việc lưu giữ bùn sinh khối là nguyên tắc của EGSB, vì vậy

hiệu quả tách K/L/R rất quan trọng. Các thiết kế bộ tách K/L/R thường có bản

quyền và phụ thuộc vào hãng thiết kế.

Thực tế ứng dụng cho thấy hệ EGSB và các hệ tương tự xử lý được nhiều

loại nước thải mà UASB không xử lý được, chẳng hạn: nước thải chứa formalđehit

có nồng độ tới 10 g/L [50] [51]; Nước thải dệt nhuộm chứa chất màu thường độc

đối với vi sinh [52].

1.4. Kỹ thuật tuần hoàn nội IC

Sự thành công của kỹ thuật UASB cũng như trào lưu nghiên cứu và ứng

dụng các biến thể mạnh mẽ hơn về sau của kỹ thuật sử dụng vi sinh yếm khí dạng

hạt, điều này được chứng minh bằng sự xuất hiện của hàng loạt các sách chuyên

khảo về vi sinh dạng hạt [53].

Các kỹ thuật vi sinh yếm khí dạng hạt bắt đầu phát triển từ giữa những năm

1970. Số liệu tới năm 2000 cho thấy các kỹ thuật này hiện đã chiếm tới khoảng 65%

tổng số các nhà máy yếm khí xử lý nước thải công nghiệp. Nhiều nhà máy dùng các

kỹ thuật cũ cũng đang chuyển dần sang nhóm kỹ thuật này, trong số các hệ thống

xây mới thì hầu như sử dụng kỹ thuật vi sinh dạng hạt, đến 2015 ước tính khoảng

4000 hệ yếm khí cao tải đã được xây dựng [4]. Trong khoảng 40 năm trở lại đây

nhiều thiết kế khác nhau được đề xuất, ứng dụng của kỹ thuật yếm khí bắt đầu từ

nước thải công nghiệp đậm đặc đã lan sang nước thải sinh hoạt. Tài liệu hướng dẫn

thiết kế kỹ thuật yếm khí, nhất là kỹ thuật UASB là tương đối phổ biến. Tuy nhiên

đối với các kỹ thuật tiên tiến nhất như EGSB hoặc IC thì tài liệu thường bị hạn chế

bởi các patent nên chỉ có thể tìm thấy các thông tin lẻ tẻ qua các báo cáo khoa học.

1.4.1. Cấu tạo và nguyên lý hoạt động

Kỹ thuật tuần hoàn nội IC bắt đầu từ bằng sáng chế của Vellinga (1986) [54].

Thành phần cấu tạo cơ bản của hệ xử lý tuần hoàn nội gồm hệ phân bố nước đầu

vào, cơ cấu tuần hoàn nội, vùng phản ứng cao tải ở phía dưới và vùng phản ứng tải

lượng thấp (làm sạch sâu) nằm ở phía trên (Hình 1.4).

Hình 1. 4. Sơ đồ nguyên lý hệ IC [48]

Thiết bị phản ứng kiểu IC có dạng như hai bồn UASB chồng lên nhau,

thường là hình trụ có chiều cao khoảng 20 m, tỷ lệ giữa chiều cao và đường kính

nằm trong khoảng giá trị 2,3 – 8.

Cấu trúc của bộ phận phân phối dòng vào có dạng hình nón, dòng tuần hoàn

nội hướng từ trên xuống vào vị trí chóp nón theo phương tiếp tuyến, tạo thành dòng

chảy xoáy khi hòa trộn với dòng vào trong cấu trúc hình nón. Trên lớp vỏ của cấu

trúc hình nón cần chọn một khoảng cách và một khoảng trống hình thành do sự xen

phủ của các tấm vỏ để nước từ phía trong phân bố ra đáy của bể xử lý với tiêu chí

phân bố đều trên toàn bộ tiết diện đáy và theo phương tiếp tuyến so với lớp bùn.

Bên trên hệ phân bố dòng vào là vùng phản ứng cao tải với lớp hạt vi sinh

giãn nở. Nước thải được đưa vào đáy của hệ xử lý, tiếp xúc với lớp bùn hạt mật độ

cao, phần lớn chất hữu cơ được chuyển hóa ở khoang này, khí biogas được sinh ra

được thu gom nhờ bộ tách pha thứ nhất và dẫn lên qua ống lên 1 (riser). Sự phân

hủy chất hữu cơ và hình thành biogas xảy ra chủ yếu tại đây. Vùng phản ứng cao tải

kéo dài cho tới tận phía dưới của bộ tách khí thứ nhất, chiếm 55 – 65% chiều cao

của cột nước và tầng hạt vi sinh cũng có thể chiếm trọn chiều cao của nó (bộ tách

khí thứ nhất có chiều cao khoảng 2m). Nhờ khả năng tự khuấy trộn mạnh trong

vùng phản ứng cao tải do dòng nước và khí nên khả năng tiếp xúc của vi sinh với cơ

chất rất tốt, dẫn đến tăng cường hiệu quả hoạt động của vi sinh vật.

Khi dòng khí chuyển động lên trong ống lên (riser) sẽ cuốn theo nước và bùn

(gas-lift) từ vùng phân hủy cao tải lên khoang tách khí-lỏng, khí đi ra ngoài, nước

và vi sinh được đưa trở lại đáy bể, hòa trộn với dòng vào qua đường ống dẫn xuống

rồi vào vùng phản ứng. Nước thải sau khi thoát khỏi vùng cao tải và qua hệ thống

tách khí số 1 chỉ còn chứa phần nhỏ lượng chất ô nhiễm vào vùng xử lý sâu (vùng

trên), khoang này đóng vai trò như một hệ xử lý thứ cấp và thực hiện tiếp quá trình

chuyển hóa chất hữu cơ, khí sinh ra cũng được thu gom nhờ bộ tách pha thứ hai và

cũng thực hiện quá trình gas-lift giống như khoang thứ nhất.

Phía trên của bộ phận tách số 2 có đường thoát nước ra giống như hệ UASB.

Nắp đậy phía trên có thể mở ra và được thiết kế kín để có thể hút khí và làm sạch nó.

Trên đỉnh bồn phản ứng còn có cơ cấu tách khí-lỏng, trong đó có hai ống lên từ hai

vùng phản ứng, một ống xuống. Khi vận hành, nước thải giàu hữu cơ sẽ được phân

phối đều từ đáy bồn, nước sau xử lý được thu gom ở mức nước trên.

Nước thải vào bồn, khi ra khỏi hệ phân phối ở đáy bồn sẽ đi từ dưới lên, qua

lớp bùn hoạt tính ở ngăn thứ nhất, phản ứng phân hủy yếm khí chất hữu cơ xảy ra

và sinh ra một lượng lớn biogas, khi đó cùng với dòng nước chảy ngược các bọt khí

sẽ kéo các hạt hoặc bông bùn hoạt tính đi lên như trong hệ tuyển nổi, khi va chạm

với bộ phận tách pha K/L/R thì khí tách ra, hạt bùn sẽ quay trở lại vùng phản ứng.

Như vậy, có thể nói cơ chế hoạt động của ngăn thứ nhất của IC giống hệt UASB.

Điểm khác biệt là toàn bộ lượng khí sau khi tách pha được gom vào ống đi lên, còn

ở UASB thì không. Trong UASB các tổ hợp khí-bùn đi lên, khi va chạm với cơ cấu

tách K/L/R thì các bọt khí biogas sẽ tách ra và đi vào ống thu biogas, còn những hạt

bùn đã tách khí hoàn toàn sẽ rơi xuống đáy bồn để tiếp tục chu kỳ phản ứng. Những

hạt bùn theo hỗn hợp phản ứng đi lên, nếu thoát được qua khe chắn tạo bởi bộ tách

pha K/L/R sẽ vào vùng lắng, quá trình phản ứng sẽ tiếp tục nhưng ở mức độ thấp

hơn. Với hệ UASB, tốc độ dâng nước bồn khoảng 1 m/h thì một phần bông bùn nhẹ

sẽ theo nước vào các máng thu thoát ra ngoài làm giảm hiệu quả xử lý. Để khắc

phục nhược điểm này của hệ UASB, hệ IC có ít nhất 2 ống lên cho mỗi ngăn/tầng

phản ứng.

Dòng nước vào được phân phối tại đáy bể, hòa trộn với các dòng tuần hoàn

(nước, bùn) tạo thành dòng chảy có tốc độ lớn dọc theo suốt chiều cao của vùng

phản ứng bên dưới. Dòng nước và vi sinh kéo lên nhờ khí nội sinh và quay vòng trở

lại vùng phản ứng cao tải là tính chất đặc trưng của kỹ thuật IC và vì vậy có tên là

tuần hoàn nội. Lượng bùn và nước tuần hoàn phụ thuộc vào lượng khí hình thành

trong khoang phản ứng cao tải.

Ở tầng một của IC, với tốc độ nước dâng có thể lên tới trên 20 m/h, khi tổ

hợp hạt bùn-biogas va chạm với bộ tách pha K/L/R ở tốc độ cao thì hiệu quả tách

khí sẽ cao hơn. Hơn nữa, biogas thoát ra sẽ kéo theo hỗn hợp những hạt bùn chưa

kịp tách khí đi vào ống lên rồi xả vào cơ cấu tách khí-lỏng thứ ba lắp trên nắp bồn,

quá trình tách khí tiếp tục xảy ra lần nữa, hỗn hợp bùn và nước đã tách khí sẽ theo

ống xuống quay lại đáy bồn để thực hiện chu trình phản ứng. Các hoạt động này

được lặp lại khi mà các tổ hợp khí-bùn “thoát” được hệ tách pha K/L/R ở tầng một,

chúng theo nước lên tầng hai, phản ứng sẽ tiếp tục nhưng ở mức độ thấp hơn nhiều

do phần lớn bùn hoạt tính được tập trung ở tầng một. Các tổ hợp bùn-biogas nếu

tránh được tác động của hệ tách K/L/R ở tầng hai sẽ được khí cuốn vào ống lên nữa

ở tầng 2, vào bộ tách pha trên đỉnh bồn, bùn sau khi được giải phóng khỏi các bọt

khí cũng theo ống xuống đáy bồn để tiếp tục chu kỳ phản ứng.

Điểm nổi bật của kỹ thuật IC là mật độ vi sinh rất cao và do đóng góp của

dòng tuần hoàn nội nên tốc độ dòng chảy ngược rất lớn (có thể lên tới 20 m/h), cộng

với việc dòng khí sinh ra lớn (do tốc độ chuyển hóa cao) làm tăng cường khả năng

khuấy trộn của hệ. Dòng tuần hoàn nội có tính chất tự điều chỉnh: nồng độ cơ chất

cao sinh ra lượng khí lớn kéo theo lưu lượng lớn của dòng tuần hoàn, tăng khả năng

khuấy trộn và pha loãng dòng vào.

Như vậy, để tăng cường khuấy trộn, khác với các trường hợp AF, FB, EGSB

phải dùng bơm tuần hoàn thì trong IC động lực để khuấy trộn bao gồm thành phần:

(1) dòng nước vào, (2) biogas phát sinh do phân hủy yếm khí, (3) dòng nước tuần

hoàn do airlift (khi khởi động sẽ phải dùng bơm và khi đó ta có (4) dòng lỏng do

bơm tuần hoàn. Trong IC, biogas phát sinh từ quá trình phân hủy yếm khí COD là

động lực khuấy trộn quan trọng nhưng mức độ phát sinh biogas lại phụ thuộc vào

VLR và khả năng chuyển hóa của vi sinh [19] [55].

Cơ chế dâng (cuốn theo) dòng nước nhờ dòng khí (airlift) là nguyên tắc hoạt

động của thiết bị phản ứng kiểu khí dâng nước (airlift reactor – ALR). ALR gồm

một ống dâng nước (riser), một đường khí cấp khí vào ống dâng nước và một đường

xuống (downcomer). Khí sinh ra được gom về đáy ống đặt ngập trong nước, khi

chuyển động lên trên sẽ giãn nở ra (do giảm áp suất và khối lượng riêng) và gây tác

động tương tự như vậy đối với nước trong ống, dẫn tới nước chảy ngược lên theo và

kéo theo dòng nước xung quanh cùng chảy ngược thành dòng như bơm khí nâng

(airlift).

Như vậy, có thể nhận xét:

(1) IC là hệ phức tạp nhất trong số các hệ kể trên (ba lần tách pha, hệ tuần

hoàn bằng khí nội sinh), tuy nhiên nhờ cơ cấu tuần hoàn nội khuấy trộn sẽ tốt hơn

nên năng suất xử lý sẽ cao hơn, ít chi phí bơm tuần hoàn hơn để duy trì tốc độ dâng

nước lớn. Đây là lí do vì sao hệ IC hiện được cho là có năng suất xử lý cao nhất.

(2) Về khía cạnh thiết kế, chế tạo thì hệ IC rất khó thiết kế. Ngoài các vấn

đề về thiết kế cơ khí đối với các bộ tách pha, các vấn đề chính cần được giải quyết

gồm: (i) làm sao duy trì được tốc độ nước dâng ở ngăn dưới là 10-20m/h trong khi

ngăn trên (thông với ngăn dưới) là 2-10m/h?; (ii) dựa trên cơ sở lí thuyết nào để

tính thiết kế ống lên và ống xuống?; (3) làm sao định lượng được hiệu quả khuấy

trộn ba pha?

Hệ IC là hệ phản ứng yếm khí có năng suất cao nhất hiện nay, thậm chí nó

được coi là giới hạn [3], tuy nhiên khác với hệ UASB thiết kế hệ IC thường được

bảo vệ bởi các patent. Các thông số cần được tính trước là mức độ khuấy trộn, tốc

độ dòng lên và xuống và mức tuần hoàn. Có hai phương pháp tính thiết kế: (1) dựa

vào các thông số vận hành thường được công bố trong các tài liệu mở; (2) dựa vào

các tài liệu tính toán cho các hệ tương tự (hệ phản ứng kiểu bơm khí – nước (air lift

reactor – ALR).

Với thiết kế đặc thù của IC: hai lần tách pha K/L/R ngập nước, một lần tách

pha trên đỉnh, kết hợp với tốc độ nước dâng cao nhờ dòng tự tuần hoàn qua hệ ống

lên-ống xuống, có thể nói hệ IC đã giảm thiểu cơ hội để bùn hạt có thể thoát ra theo

nước đã được xử lý. Hơn nữa, nhờ dòng bùn-nước tuần hoàn, khả năng tự khuấy

trộn rất tốt, tải hữu cơ vào hệ và năng suất xử lý của IC thường lớn hơn vài lần hệ

UASB. Chức năng tuần hoàn bùn hoạt tính và nước của IC được thực hiện bởi cơ

cấu airlift. Vì vậy, để thiết kế được IC thì điểm mấu chốt là phải lượng hóa

được hoạt động của hệ thống ống lên-ống xuống.

1.4.2. Thiết bị phản ứng khí nâng – ALR

Khác với các bồn phản ứng thông thường khi hỗn hợp phản ứng được khuấy

trộn bằng thiết bị cơ khí (máy khuấy), ALR sử dụng khí nén để khuấy trộn hỗn hợp

phản ứng pha lỏng, điều này đặc biệt hiệu quả trong các hệ phản ứng sinh hóa khi

khí được dùng để khuấy trộn thường là không khí hoặc CO2 cũng là tác nhân phản

ứng. Khác với bồn phản ứng khuấy trộn cơ khí hay bồn sục khí, khi hỗn hợp phản

ứng lỏng chuyển động hỗn loạn, trong ALR khí nén cấp vào sẽ tạo chuyển động

tuần hoàn của hỗn hợp lỏng có định hướng từ ống lên sang ống xuống [56]. Ống lên

và ống xuống nối với nhau qua cơ cấu tách khí-lỏng phía trên và vùng đáy bồn phía

dưới. Thông thường, khi ALR hoạt động khí được nén vào và phân tán thành các

bọt khí nhỏ qua đầu phân tán đặt ở dưới ống lên, các bọt khí trong ống chuyển động

lên kéo theo một lượng hỗn hợp phản ứng, tới khu vực tách khí-lỏng khí được giải

phóng thoát ra ngoài, chất lỏng trở nên nặng hơn theo ống xuống chảy xuống dưới

đáy. Ở đáy bồn, dưới tác dụng của dòng khí đi lên, chất lỏng lại được kéo vào ống

lên và thực hiện vòng chuyển động tiếp theo (Hình 1.5).

Chức năng chính của cơ cấu tách khí-lỏng là giải phóng khí ra khỏi hỗn hợp,

khi đó khối lượng riêng của hỗn hợp lỏng gần như không có khí sẽ tăng lên, dòng

chất nặng hơn sẽ tự chảy xuống theo ống xuống. Lượng khí cấp vào ống lên ở đáy

bồn sẽ quyết định tần xuất quay vòng hỗn hợp. Yếu tố này quyết định động lực học

của hỗn hợp lỏng và hệ quả là hiệu quả của bồn phản ứng.

Vì động lực của chuyển động tuần hoàn chất lỏng lần lượt qua các cơ cấu

ống lên, tách khí-lỏng và ống xuống chủ yếu là do chênh lệch mật độ chất lỏng giữa

hai vùng lên và xuống nên trong ALR hoàn toàn không có những điểm tập trung

năng lượng khuấy, bơm cơ khí hoặc lực cắt, chúng được phân bố đồng đều trong

toàn thể tích. Điều này rất hữu ích khí thực hiện các phản ứng mà ở đó các tế bào

sống cần được bảo tồn, tránh các sức căng quá mức trong khi vẫn đạt được yếu cầu

khuấy trộn đều. ALR cũng được coi là có hệ số chuyển khối tính theo đơn vị năng

lượng áp vào lớn hơn so với các hệ phản ứng thông thường và hiệu quả chuyển khối

(ví dụ như lượng O2 hòa tan trên đơn vị công suất áp đặt) cũng cao hơn, dẫn đến chi

phí năng lượng thấp hơn.

Hình 1. 5. Sơ đồ ALR với ống lên đồng trục [48]

Thông thường, việc nghiên cứu ALR chủ yếu tập trung theo hướng phát triển

tiềm năng ứng dụng của hệ phản ứng này hoặc mô hình hóa các quan hệ phức tạp

giữa các thông số thiết kế và vận hành, liên hệ chúng với động lực học chất lỏng và

các thông số chuyển khối. Có khá nhiều mô hình thực nghiệm cũng như lý thuyết

mô tả hoạt động và hiệu quả của ALR, chúng được trình bày ở tài liệu nổi tiếng của

Christi (1989) [57]. Tuy nhiên, do tính đặc thù của các thiết kế ALR và sự đa dạng

về quy mô, các mô hình này thường giới hạn đối với những cấu hình và ứng dụng

cụ thể. Theo đó, rất nhiều yếu tố được đề cập, từ yếu tố năng lượng (công suất áp

đặt), thủy động lực học hỗn hợp phản ứng, tới các yếu tố chuyển khối, truyền nhiệt

và khuấy trộn. Sau đây chỉ trình bày những mô hình cơ bản được chấp nhận rộng rãi

để minh họa cách thiết kế hệ ALR.

Tuy nhiên, mục đích chính của luận án là ứng dụng nguyên lý ALR vào hệ

IC, sử dụng khí biogas phát sinh trong quá trình phản ứng và dùng năng lượng của

biogas để kéo nước (có thể kèm bùn hoạt tính) lên bộ tách 3 pha thứ ba lắp trên đỉnh

bồn nhằm thực hiện chu trình tuần hoàn nội, hơn nữa trong IC phản ứng phân hủy

hữu cơ chủ yếu được thực hiện trong thể tích bồn nằm dưới bộ tách K/L/R ở tầng

một chứ không phải trong ống lên, ống xuống, vì vậy các yếu tố chuyển khối khí-

lỏng, lỏng-rắn, truyền nhiệt trong ALR sẽ được bỏ qua, chỉ tập trung vào các yếu tố

liên quan đến vận chuyển khí, nước và khuấy trộn.

1.4.2.1. Công suất áp đặt

Không phụ thuộc vào cấu hình, hiệu quả của ALR luôn được quyết định bởi

công suất áp vào thể tích phản ứng. Ở đây, công suất (năng lượng) áp đặt trước hết

được lấy từ quá trình giãn nở đẳng nhiệt của khí nén cấp vào ở đáy ống lên, khi khí

phải vượt qua áp suất thủy tĩnh do cột nước để lên không gian chứa khí phía trên

đỉnh bồn. Năng lượng này sẽ được truyền vào pha lỏng-pha phản ứng để gây sự

khuấy trộn [55]. Tổn thất năng lượng qua các đầu phân tán khí thường chỉ ở mức

1,5% tổng năng lượng nên có thể bỏ qua [57]. Giá trị năng lượng áp đặt riêng trong

ALR tính cho 1 m3 thể tích phản ứng được tính như sau [57]:

𝑃𝐺 𝑉𝐿

𝜌𝐿𝑔𝑈𝐺𝑟 𝐴𝑑 𝐴𝑟

(1.2) =

Trong đó: PG = công suất áp đặt tính theo công suất cấp khí vào (kW/m3); VL

= thể tích pha lỏng trong ALR (m3); ρL = khối lượng riêng pha lỏng (kg/m3);

Ad, Ar tiết diện ống xuống/ống lên (m2); g = gia tốc trọng trường (m/s2); và

UGr = tốc độ khí dâng (m.s-1) tính theo công thức (1.3):

𝑄𝑚𝑅𝑇 ℎ𝐿𝐴𝑟𝜌𝐿𝑔

𝜌𝐿𝑔ℎ𝐿 𝑃ℎ

(1.3) ) 𝑙𝑛 (1 + 𝑈𝐺𝑟 =

Trong đó: Qm = tốc độ mol của khí (mol/s); hL = chiều cao cột nước (áp suất

(J.K−1.mol−1); T = nhiệt độ Kelvin của pha khí; và Ph = áp suất ở

thủy tĩnh) khi chưa sục khí (m); R = hằng số khí lý tưởng

vùng trên bề mặt nước (Pa).

Trong phần lớn các trường hợp thực tế (dòng chảy rối), kích thước bọt khí tối

3/5

𝜎

đa trong hỗn hợp thường liên quan đến công suất áp đặt theo công thức (1.4):

1/3

2/3] )

2𝜌𝐿

𝑃𝐺 ( 𝑉𝐿

(1.4) 𝑑𝑚𝑎𝑥 = [

Trong đó: σ = sức căng bề mặt của hỗn hợp phản ứng (N.m−1).

Theo Chisti (1998) [55], các quy tắc kinh nghiệm là: công suất riêng áp vào

ALR không vượt quá 2– 3 kW/m3, giá trị này có thể giảm một bậc so với trường

hợp khuấy trộn cơ khí cùng mục đích và có thể giảm tới 0,1 kW m−3 hoặc thấp hơn

nếu lĩnh vực ứng dụng yêu cầu lực cắt thấp, đây chính là trường hợp của IC.

1.4.2.2. Phần thể tích khí (gas holdup)

Phần khí tổng (εG), khí trong ống lên (εGr), và ống xuống (εGd) đóng vai trò

quan trọng trong việc tuần hoàn pha nước trong ALR [55] [57]. Các thông số này

được tính theo:

𝑉𝐺 𝑉𝐺+𝑉𝐿+𝑉𝑆

(1.5) 𝜀𝐺 =

Trong đó: VG, VL và VS = thể tích các pha khí, lỏng và rắn tương ứng (m3).

Hoặc theo:

𝐴𝑟𝜀𝐺𝑟+𝐴𝑑𝜀𝐺𝑑 𝐴𝑟+𝐴𝑑

(1.6) 𝜀𝐺 =

Trong đó: Ad và Ar là tiết diện ống xuống và ống lên (m2).

Phần khí trong hệ sẽ quyết định thể tích bồn ALR, ngoài ra nó sẽ tác động

đến các tính chất chuyển khối, giá trị εG thường gặp trong các hệ ALR là 0,3 - đây là

mức tối đa mà một hệ ALR có thể chấp nhận [57].

Các tính chất của môi trường (sức căng bề mặt, mật độ, độ nhớt, lực ion), và

các thông số thiết kế ALR (tỷ lệ tiết diện ống xuống:ống lên, Ad/Ar) đều có thể ảnh

hưởng lên phần khí và kích thước bọt khí. Ví dụ: khi tăng Ad/Ar giá trị của εG sẽ

giảm do tốc độ tuần hoàn tăng [57] [58]. Sự có mặt của cặn lơ lửng cũng làm εG

giảm. Giá trị εG trong ống lên và ống xuống rất quan trọng vì đây là động lực của

quá trình tuần hoàn nội pha lỏng [58]. Các giá trị εGr và εGd thường được coi như

thông số để tính thiết kế cũng như vận hành, mối liên hệ giữa εGr và εGd thường có

dạng tuyến tính [57]. Phần lớn các tương quan dạng này được công bố dưới dạng số,

các thông số phần khí trong mỗi thể tích và các thông số thủy khí động lực liên

quan thường được xác định bằng phương pháp số (fitting). Các tương quan này đã

được thiết lập cho nhiều loại cấu hình cũng như điều kiện vận hành ALR [55] [58].

1.4.2.3. Tốc độ tuần hoàn pha lỏng

Trong ALR khí dâng sẽ kéo theo chất lỏng, sự chênh lệch mật độ chất trong

ống lên và ống xuống là động lực của dòng chảy, vì vậy mật độ pha lỏng có vai trò

lớn. Yếu tố còn lại là cấu hình bồn phản ứng và tốc độ khí dâng.

Trong ống lên, tốc độ khí và nước được tính theo các phương trình kinh

𝑣

nghiệm (1.7) [57]:

(1.7) 𝑈𝐿𝑟 = 𝜔𝑈𝐺𝑟

Trong đó: ω = yếu tố hình học của ALR và tính chất chất lỏng (thường: 0,166

< ω < 1 [57]) và ν = hàm của chế độ dòng chảy và yếu tố hình học

của bồn phản ứng (thường: 0,237

phương trình (1.3).

Trên cơ sở định luật bảo toàn năng lượng, Christi (1989) [57] đã đề xuất một

model chung có thể ứng dụng cho bất kỳ cấu hình ALR nào và sau đó đã kiểm định

cho các loại ALR, cả ALR ngoài lẫn trong [55]. Đối với chất lỏng Newton (nước

0.5

2𝑔ℎ𝐷(𝜀𝐺𝑟−𝜀𝐺𝑑)

thuộc loại này), tốc độ nước ULr được tính bằng phương trình:

2 )

2+𝐾𝐵(

𝐴𝑟 𝐴𝑑

𝐾𝑇 (1−𝜀𝐺𝑟)

(1−𝜀𝐺𝑑)

(1.8) 𝑈𝐿𝑟 = [ ( ] 2)

Trong đó: hD = chiều cao phân tán khí–lỏng và KT, KB là hệ số tổn thất do ma

sát ở vùng chuyển giữa ống lên và ống xuống ở phía trên và dưới

đáy bồn phản ứng, tương ứng. Trong các cấu hình ALR, KT rất

nhỏ nên thường cho = 0, còn KB được tính từ các phương trình

0.789

kinh nghiệm (1.9).

) (1.9) 𝐾𝐵 = 11.402 ∗ (𝐴𝑑 𝐴𝑏

Trong đó: Ab = thiết diện để nước vào dưới ống lên hoặc thiết diện vách chắn

(m2) như trên Hình 1.6 [55].

Hình 1. 6. Thiết diện để nước chảy vào ống lên

(a) cho cấu hình ống đồng tâm và (b) cho cấu hình vách ngăn.

Tương tự, từ định luật bảo toàn momen Heijnen & cs (1997) [59] đã đề xuất

model chung để tính hầu hết các thông số vĩ mô cho các hệ ALR nội. Ví dụ, độ

chênh áp (ΔP) là động lực cho chuyển động của chất lỏng được coi là hàm số của

độ chênh lệch phần khí và phần rắn trong ống lên và ống xuống ((εGr − εGd) và (εSr

− εSd) tương ứng). Nếu xem xét riêng rẽ các đại lượng này thì sẽ rất phức tạp. Theo

∆𝑃

đó, ta có:

𝑔𝐻

(1.10) = (𝜀𝐺𝑟 − 𝜀𝐺𝑑)𝜌𝐿 − (𝜀𝑆𝑟 − 𝜀𝑆𝑑)(𝜌𝑆 − 𝜌𝐿)

với ρS = mật độ của SS, (kg/m3).

Những hiện tượng thực tế như phần khí trong tổng thể tích phản ứng giảm

khi tốc độ tuần hoàn pha lỏng giảm, điều này thường do sự có mặt của SS hoặc ULr

tăng khi tăng chiều cao bồn phản ứng đã được giải thích bằng mô hình toán học này

[60].

1.4.2.4. Mở rộng quy mô

Các thông số quá trình được khuyến cáo là cần phải cố định khi tính thiết kế

mở rộng quy mô bao gồm các tiêu chí như hệ số chuyển khối thể tích của ôxy, kLa;

ứng suất cắt tối đa; công suất áp đặt vào 1 đơn vị thể tích hỗn hợp lỏng, Pg/V; lưu

lượng khí tính trên một đơn vị thể tích chất lỏng, Q/V; tốc độ khí thoát ra, vs; và

thời gian khuấy trộn, các thông số này thường sử dụng khi mở rộng quy mô các bồn

phản ứng sinh học [61].

1.4.3. Thông số thiết kế hệ IC

1.4.3.1. Tải lượng hữu cơ

Tải lượng hữu cơ (OLR) là thông số thường được sử dụng khi tính toán thiết

kế các hệ thống xử lý sử dụng quá trình vi sinh, OLR áp dụng trong kỹ thuật IC cao

hơn nhiều so với kỹ thuật truyền thống, với các hệ cao tải khả năng xử lý thường đạt

70-85% COD (Bảng 1.2).

Bảng 1. 2. Hiệu quả xử lý của kỹ thuật IC và UASB [62]

UASB IC IC UASB IC

Nguồn thải Bia Bia Bia Khoai tây Khoai tây

Thể tích bể, m3 1400 162x6 1700x2 50 100

Tải hữu cơ, kgCOD/(m3d) 6,8 20 24 10 48

Tải lượng bùn, kgCOD/(kg.d) 0,2 0,7 0,96 0,35 1,3

Biogas, m3/(m3d) 2,0 5,5 - 3,0 -

Hiệu suất xử lý COD, % 80 85 80 95 85

Bảng 1. 3. Các thông số thiết kế các hệ XLYK [63]

Tải lượng,

Kỹ thuật xử lý

Sinh khối/ Phương pháp lưu

Sinh khối/Phương pháp tiếp xúc

kgCOD/m3.ngày

Ao hồ 0,1-1 lơ lửng -

CSTR 1-5 lơ lửng/Lắng ngoài - khuấy cơ khí - biogas

AF 5-10 bám dính/lơ lửng vật liệu mang vi sinh

UASB 5-15 vi sinh dạng hạt/ tách 3 pha - nước dâng ngược dòng - biogas

EGSB 15-25 vi sinh dạng hạt/ tách 3 pha - nước dâng ngược dòng - biogas

IC 20-30 vi sinh dạng hạt/ tách 3 pha - nước dâng ngược dòng - biogas + tuần hoàn nội

Số liệu thiết kế kỹ thuật IC (từ 114 hệ) của hãng Paques theo tải lượng hữu

cơ áp dụng được trình bày trong Hình 1.7. Tải lượng hữu cơ áp dụng trong kỹ thuật

IC trong thời gian 1994 – 2000 có giá trị trung bình 22 kgCOD/(m3.ngày). Giá trị đó

khá ổn định trong thời gian dài đã được kiểm nghiệm trong thực tiễn chứng tỏ hiệu

quả xử lý cao của hệ IC [47].

Hình 1. 7. Tải lượng hữu cơ áp dụng trong kỹ thuật IC theo thời gian [47].

Tuy nhiên, giá trị tải lượng 22 kg COD/(m3.ngày) không phải là một con số

cố định đối với mọi nguồn nước thải, nó phụ thuộc vào khả năng sinh hủy của chất

ô nhiễm trong dòng thải và các điều kiện kèm theo (Hình 1.7). Với một vài nguồn

thải, ví dụ sản xuất bia, khoai tây, tải lượng hữu cơ có thể áp dụng tới 25, thậm chí

30 kgCOD/(m3.ngày), trong khi đối với một số loại nước thải khác chưa tới 20

kgCOD/(m3.ngày) (xem Bảng 1.4).

Bảng 1. 4. Một số thông số kỹ thuật của hệ tuần hoàn nội [47]

Nguồn thải

OLR kg/(m3d)

OLRB kg/(kg.d)

vT m/h

Mức tuần hoàn, %

vD m/h

COD0 kg/m3

CODe kg/m3

(SK- HC)V kg/m3

32,4 0,94 3,8 420 19,6 7,9 2,0 30,3 Insulin (B)

- - 8,0 60 12,6 1,7 0,84 15,2 Sữa (B)

37,8 0,56 2,9 350 13,1 6,0 1,00 21,0 Khoai tây (B)

26,4 47,6 0,55 4,2 1510 19,9 25 3,70 Tinh bột (A)

27,0 0,96 8,9 140 21,1 2,4 0,48 Bia (B) 26,0

34,3 0,83 6,3 870 19,8 15 2,80 Cà phê

28,5 Chú thích:

(SK-HC)V: mật độ sinh khối tính theo chất hữu cơ tính theo toàn bộ thể tích

nước; vT: tốc độ dòng nước ở khoang trên; vD: tốc độ dòng nước ở khoang dưới; A:

số liệu thiết kế; B: số liệu vận hành.

1.4.3.2. Mật độ sinh khối

Trên cơ sở tốc độ dòng chảy ngược cao, chiều cao của tầng vi sinh được nới

rộng đáng kể, dẫn đến mật độ sinh khối trong tầng bùn giảm so với trong kỹ thuật

UASB. Mật độ sinh khối trung bình trong tầng bùn đạt 60 – 90 kg/m3, cao nhất

cũng có thể tới 100 kg/m3. Nếu trong thành phần sinh khối không chứa nhiều hợp

chất canxi thì thành phần hữu cơ trong hạt vi sinh chiếm 75 – 90 %.

Chiều cao của tầng hạt vi sinh chiếm 60 – 70% chiều cao cột nước, mật độ

sinh khối tính theo phần hữu cơ trong khoảng 30 – 50 kg/m3, thường là 35 kg/m3

(xem Bảng 1.4).

1.4.3.3. Tải lượng bùn.

Do được khuấy trộn mạnh, quá trình chuyển khối thuận lợi nên tải lượng bùn

trong kỹ thuật IC cao hơn so với trong kỹ thuật UASB. Giá trị sử dụng để thiết kế

nằm trong khoảng 0,55 – 1,0 kg/(kg.ngày), trung bình là 0,7 – 0,8 kg/(kg.ngày).

1.4.3.4. Tốc độ dòng

Trong vùng phản ứng cao tải, tốc độ dòng vào, dòng hồi lưu nội, dòng hồi

lưu ngoại vi và dòng khí đóng vai trò quan trọng đối với quá trình chuyển khối

trong vùng đó. Trong ngăn dưới tốc độ dâng nước được thiết kế ở mức 10– 30

(thường 10-20) m/h (tương tự EGSB). Ngăn trên thực tế thực hiện xử lý lần hai nên

chịu tải thấp, tốc độ dòng lên chỉ khoảng 2 đến 10 (thường 4-8) m/h. Để bố trí được

các cơ cấu đã nêu trên, hệ IC thường có dạng bồn trụ rất cao, độ cao lên tới 25m,

cùng với năng suất xử lý thuộc loại cao nhất nó chiếm diện tích nhỏ nhất.

Giá trị tốc độ dòng trong khoang trên từ Bảng 1.4 cho thấy giá trị vận hành

trong thực tế có trường hợp cao hơn đối với dòng thải loãng và hệ hoạt động ổn

định. Tốc độ dòng trong khoang dưới sử dụng trong thiết kế không vượt quá 20 m/h.

Tốc độ dòng tuần hoàn nội bị khống chế bởi tốc độ hình thành khí, thấp đối

với dòng thải loãng, cao đối với dòng thải đặc, có thể dưới 100 % và cao có thể đạt

tới 1000 %.

1.4.4. Những vấn đề cần giải quyết khi nghiên cứu thiết kế hệ IC

Như đã nêu trên, trong phương trình (1.1) nồng độ vi sinh X vừa là thông số

thiết kế vừa là thông số vận hành. Giá trị thiết kế cho các hệ XLYK cao tải thường

lấy là 25-40 kg/m3 [4]. Trong quá trình vận hành, nếu không xả bùn, ở điều kiện cơ

chất đầu vào đủ, do quá trình tăng trưởng X sẽ tăng theo thời gian, cùng với nó là

khả năng xử lý của hệ tăng, thậm chí vượt quá nhu cầu khi thiết kế, khi đó phải xả

bớt bùn. Trường hợp ngược lại, khi lượng bùn khởi động Xo quá nhỏ, theo thời gian

X sẽ tăng. Tuy nhiên, nếu lưu bùn quá lâu mà không xả bùn dư thì SRT sẽ tăng, khi

đó k hay SMA sẽ giảm. Như vậy, để hệ có hoạt tính tối ưu thì SRT chỉ được phép

kéo dài tới một giá trị nhất định.

Trong hệ IC, trừ giai đoạn khởi động khi mật độ bùn mồi X0 chưa đủ lớn,

năng suất xử lý chưa đủ cao thì lượng biogas phát sinh chưa đủ khả năng tự khuấy

sẽ cần bơm tuần hoàn. Tuy nhiên, khi lượng biogas phát sinh đủ lớn thì hệ IC sẽ tự

khuấy trộn bằng biogas phát sinh và bằng dòng nước tuần hoàn qua ống lên và ống

xuống. Đây là nguyên nhân mà van Lier (2008) [64] khi đề xuất sử dụng phương

trình (1.1) để tính tốc độ xử lý của hệ XLYK cao tải đã bổ sung hệ số fc - là hệ số

nói lên điều kiện để phát huy tối đa hoạt tính vi sinh, cụ thể là yếu tố khuấy trộn, fc

nằm trong khoảng > 0 và < 1.

Tùy vào mục đích khuấy trộn và trong xử lý nước thải thường được đặc

trưng bằng công suất áp đặt vào thể tích khuấy trộn P/V (W/m3) hoặc gradient tốc

𝑃

độ 𝐺̅ (s1). Quan hệ giữa hai đại lượng này là phương trình (1.11) [65], pt.(9.40)]:

𝜇𝑉

(1.11) 𝐺̅ = √

ở đây 𝐺̅ = gradient tốc độ, s1

P = công suất áp đặt vào thể tích khuấy trộn, W (1 W = 1 kg.m2/s3)

V = thể tích khuấy trộn, m3

μ = độ nhớt động lực của nước (tra bảng theo nhiệt độ), kg/m.s Như vậy, khi biết hoặc tính được P sẽ tính được 𝐺̅ và ngược lại. Khuấy trộn

nhằm tạo các va chạm khi tạo bông yêu cầu 𝐺̅ = 50-100 s1 [12], Ch.5]

Khi khuấy trộn bằng không khí nén, công suất phát ra khi các bọt khí dâng

lên được ước tính bằng phương trình sau [12], Ch.5]:

) (1.12) 𝑃 = 𝑝𝑎𝑉𝑎𝑙𝑛 (𝑝𝑐 𝑝𝑐

Trong đó P = tiêu hao năng lượng, kW

pa = áp suất khí quyển, kN/m2

Va = lưu lượng không khí ở áp suất khí quyển, m3/s

pc = áp suất không khí tại điểm xả, kN/m2

Phương trình (1.12) được rút ra từ hiện tượng giãn nở đẳng nhiệt của một thể

tích khí nén khi xả ra môi trường. Nếu lưu lượng của dòng khí được tính theo đơn

vị m3/phút và áp suất được biểu thị theo đơn vị mét nước, phương trình (1.12) có

thể được viết thành:

10.33

đơn vị SI (1.12a) 𝑃 = 𝐾𝑄𝑎𝑙𝑛 (ℎ+10.33 )

Trong đó K = 1,689

Qa = lưu lượng dòng khí ở điều kiện tiêu chuẩn, m3/min.

h = áp suất tại miệng ống thoát khí, m nước.

Như vậy, khi có một dòng khí, ở đây là biogas, nếu áp dụng các phương trình (1.11) và (1.12) ta có thể tính được công suất tạo ra bởi dòng khí, từ đó tính được 𝐺̅, đối chiếu P/V hoặc 𝐺̅ với yêu cầu khuấy trộn là có thể đánh giá được mức độ khuấy

trộn do lượng biogas phát sinh.

1.5. Công nghệ xử lý yếm khí cao tải ở Việt Nam

Công nghệ yếm khí cao tải (ở đây chỉ đề cập đến công nghệ xử lý hữu cơ

trong nước thải, bỏ qua các quá trình khác như các quá trình khử T-N, xử lý P, xử lý

rác hữu cơ) được giới khoa học và doanh nghiệp Việt Nam nhanh chóng nắm bắt và

nghiên cứu, ứng dụng. Đề tài xử lý nước thải giàu hữu cơ bằng các công nghệ yếm

khí tiên tiến, bao gồm cả khái niệm yếm khí cao tải trở nên “nóng” ở các Trường,

Viện nghiên cứu ở Việt Nam từ trước những năm 2000 tới nay. Đặc biệt ở phía

Nam, khi các tiến sỹ đầu tiên được đào tạo ở nhóm GS. Lettinga trở về. Bắt đầu là

từ luận án của N.T. Việt (1999) [66] về xử lý nước thải mủ cao su, sau đó được tiếp

tục bằng hàng loạt nghiên cứu trong lĩnh vực phát triển công nghệ UASB theo

hướng đánh giá khả năng ứng dụng với các loại nước thải khác nhau.

Cùng với các nghiên cứu và triển khai của nhóm N.T.V Việt, đề tài về công

nghệ yếm khí xử lý nước thải giàu hữu cơ cũng được nhiều trường, viện theo đuổi,

chủ yếu như công đoạn tiền xử lý cho các đối tượng nước thải công nghiệp như

nước thải thủy sản [67], nước thải giết mổ [68], nước thải công nghiệp giấy, nước rỉ

rác [69], nước thải dệt nhuộm [70]. Các nghiên cứu chủ yếu theo hướng đánh giá

khả năng xử lý trên cơ sở thiết lập quan hệ tải hữu cơ – hiệu suất xử lý.

Về xử lý nước thải chăn nuôi chủ yếu là công nghệ ứng dụng với sơ đồ yếm

khí (thường là UASB) – lọc hiếu khí hoặc bùn hoạt tính hoặc SBR. Trong lĩnh

vực chăn nuôi các hệ yếm khí đơn giản thường gặp là túi biogas và ao hồ. Các

nghiên cứu hiện chủ yếu ở các trường đại học (Viện tài nguyên môi trường - ĐHQG

tp.HCM, Đại học nông lâm, Đại học Cần Thơ, …) dưới dạng các đề tài ThS. và một

vài TS. xử lý từ nước rác tới nước thải chế biến thủy sản.

Các kỹ thuật yếm khí mới được quan tâm là FB, ABR, EGSB để xử lý nước

thải tinh bột khoai mì bằng công nghệ Hybrid UASB - lọc yếm khí [71], xử lý nước

thải tinh bột khoai mì trên mô hình yếm khí ABR và EGSB [72], chưa có nghiên

cứu nào về khả năng khuấy trộn bằng khí nội sinh trong hệ IC.

1.6. Chất lượng nước thải chăn nuôi lợn

Nước thải chăn nuôi lợn (NTCNL) đã và đang trở thành vấn đề lớn đối với

sự phát triển của ngành chăn nuôi nói riêng và với môi trường nói chung, nguyên

nhân là do trong NTCNL chứa nhiều thành phần gây ô nhiễm với hàm lượng rất cao

(theo quan điểm xử lý môi trường).

Tùy theo điều kiện khí hậu từng vùng khác nhau mà cách thức chăn nuôi

cùng một loại vật nuôi cũng khác nhau, điều này dẫn đến NTCNL ở các vùng khác

nhau là rất khác nhau. Chẳng hạn, tại các nước có mùa đông âm (nhiệt độ dưới 0oC)

thì vật nuôi được nuôi trên sàn, chất thải (phân + nước tiểu) được thu gom xuống bể

chìm dưới sàn nuôi, sau khi thu hoạch (xuất lợn) thì mới tiến hành xả chất thải ra để

xử lý, khi đó loại nước thải này rất đặc (Bảng 1.5), thậm chí tác giả Andreadakis

(1992) [73] cho rằng NTCNL là một chất thải rắn có chứa một số chất lỏng, trong

khi nước thải đô thị hoặc công nghiệp thường là chất thải lỏng chứa một số chất rắn.

Bảng 1. 5. Đặc tính chất thải chăn nuôi lợn từ bể chứa dưới sàn [74]

Thành phần Chuồng lợn nái Chuồng lợn sữa Chuồng lợn thịt Chuồng lợn đẻ

Độ ẩm (%) 96,5 96,0 91,0 97,0

Tổng chất rắn (%) 3,5 4 9 3

Chất rắn bay hơi (%) 2,28 2,79 6,74 1,8

Tổng N (g/L) 3,6 4,8 6,3 3,0

Amoni (g/L) 2,8 4,0 - -

Tổng P (g/L) 1,8 1,6 2,7 1,2

Với cách thức chăn nuôi kiểu chuồng ướt (nuôi trên nền chuồng và dùng

nước để vệ sinh hàng ngày- đây là kiểu chuồng nuôi lợn phổ biến ở Việt Nam hiện

nay) thì chất lượng nước thải thay đổi rất lớn theo hướng giảm hàm lượng các chất

trong nước do đã được pha loãng bởi nước rửa chuồng.

Để tính thiết kế xây dựng hệ thống xử lý nước thải đáp ứng gần nhất thực tế

của nguồn thải thì việc đánh giá gần đúng nhất thành phần và tải lượng thải là tối

quan trọng. Có ba phương pháp để thu thập số liệu đầu vào phục vụ cho tính toán

công nghệ:

(i) Dựa vào các tài liệu nghiên cứu về tải lượng thải chăn nuôi, giá trị nồng

độ đánh giá bằng cách lấy tải lượng chia cho lưu lượng nước thải;

(ii) Dựa vào các số liệu có tính thống kê cao từ các báo cáo của những dự án

đã và đang vận hành thời gian kéo dài;

(iii) Lấy mẫu thực tế và phân tích theo các phương pháp chuẩn. Tuy nhiên,

kết quả của phương pháp này rất phụ thuộc vào thời điểm lấy mẫu vì

nước thải chăn nuôi công nghiệp không thải liên tục, thường là xả 2

lần/ngày, thời gian xả nước thải phụ thuộc vào chế độ rửa vệ sinh chuồng,

hơn nữa công tác lấy nhiều mẫu và thống kê sẽ tiêu tốn nhiều thời gian

và công sức.

Theo phương pháp thứ nhất, các tác giả Trường Đại học Nông nghiệp Hà

Nội [75] trích dẫn số liệu của T.T. Cảnh (2010) [76] (Bảng 1.9 trong [76]), số liệu

thu được thể hiện trong Bảng 1.6.

Bảng 1. 6. Một số chỉ tiêu của nước thải chăn nuôi lợn

Chỉ tiêu Đơn vị Nồng độ

Độ màu Pt-Co 350 –870

Độ đục mg/L 420 – 550

mg/L 3500 – 9800 BOD5

COD mg/L 5000 – 12000

SS mg/L 680 –1200

P tổng mg/L 36 – 72

N tổng mg/L

220 – 460 (định mức nước thải = 1 kg chất thải rắn + 20 – 49 kg nước)

Kết quả khi áp dụng phương pháp này khá xa so với thực tế (xem Bảng 1.7

đến Bảng 1.11). Trong luận án này tập trung vào phương pháp thứ hai và thứ ba,

các kết quả tập trung vào 3 chỉ số: CODt (tổng COD); CODht (COD hòa tan) và TSS

(tổng rắn lơ lửng).

Thông tin về thải nuôi lợn được thống kê rất tốt trong một số báo cáo dự án

quy mô lớn và thời gian dài:

(i) Dự án trên 10 năm phát triển chăn nuôi của Singapo từ những năm cuối

1970. Đây là dự án quốc tế lớn, được tài trợ bởi nhiều cơ quan rất uy tín

như UNDP, FAO, Canada's International Development Research Centre

(IDRC), the German Agency for Technical Cooperation (GTZ), the

Australian Development Assistance Bureau (ADAB), các dự án khu vực

của ASEAN và nhiều cơ quan khác nhằm nghiên cứu và phát triển một

chương trình chăn nuôi kết hợp với việc kiểm soát và tái sử dụng chất

thải [77];

(ii) Các kết quả 1 năm vận hành nhà máy xử lý nước thải trình diễn ở Trang

trại Hangzhou Dengta General Livestock, trang trại có khoảng 12.000

đầu lợn, công suất xử lý 2500–3000 m3/ngày. Đây là kết quả nghiên cứu

của Trung tâm đào tạo và nghiên cứu khí sinh học châu Á-Thái Bình

Dương (Asia-Pacific Biogas Research and Training Center) với sự giúp

đỡ của Chương trình Phát triển Liên Hợp Quốc- UNDP (United Nations

Development Programme) và Quỹ môi trường toàn cầu- GEF (Global

Environment Facility) [78];

(iii) Kết quả từ Trang trại S.Anna ở Magreta (Modena, Italy) (800 tấn lợn

hơi, lưu lượng nước thải q = 150–190 l/tấn.ngày) [79]. Trạm xử lý dùng

công nghệ được phát triển bởi Centro Ricerche Produzioni Animali –

CRPA SpA sử dụng quá trình SBR sục khí gián đoạn kết hợp bổ sung

nước thải thô nhiều đợt, tiền xử lý bằng máy lọc ly tâm. Dây chuyền xử

lý được thiết kế với nhu cầu 1500 kg O2/ngày và SRT = 15 ngày, tổng

thể tích 2500 m3. Hệ xử lý nước thải bao gồm: Bể tập trung + bơm 

Lọc li tâm Điều hòa + bơm  SBR + bơm  Xả.

Số liệu thống kê về chất lượng NTCNL của dự án ở Singapo được thể hiện

trong Bảng 1.7.

Bảng 1. 7. Thống kê chất thải chăn nuôi lợn ở Singapo [77].

Thông số kg/đầu lợn (SPP)/ngày C, mg/L

Chất thải tổng (phân, nước tiểu) 4,54

0,45 18300 TS

0,36 14700 TVS

0,09 3700 Rắn trơ

0,37 15000 TSS

0,08 3300 TDS

0,13 5300 BOD5

0,45 18300 COD

0,03 1100 TKN

0,01 440 TPO = 2,27.TPP

0,004 194 TPP

0,005 220 TKO = 1,21.TKK

Ghi chú: SPP = standing pig population, tương đương lợn 54 kg, được coi là giá trị

tính chung cho tất cả các loại lợn, nồng độ C tính trên cơ sở định mức

nước thải = 30 L/SPP/ngày.

0,004 182 TKK

Các kết quả Bảng 1.7 cho thấy:

 82,2% (0,37/0,45) các chất trong nước thải có trong nước thải là cặn

lọc được, và trong nước lọc chỉ còn 17,8% tổng lượng chất thải. Điều này có

nghĩa là nếu tách tốt TSS thì tải lượng thải vào hệ sẽ chỉ còn khoảng 20%.

 80% (0,36/0,45) các chất trong nước thải là hữu có, đây chính là đối

tượng cần được xử lý đầu tiên; 20% (0,09/0,45) còn lại là chất trơ – là các

chất vô cơ không cháy khi đốt.

 Phần hữu cơ cũng có thể đánh giá được thông qua COD (0,45), tương

đương lượng TS (0,45), nêu lưu ý là tỷ lệ g COD/g hữu cơ ô nhiễm chỉ là

khoảng 1,1 thì có thể nói phần lớn ô nhiễm là hữu cơ, phù hợp với điểm trên.

Nước thải chăn nuôi lợn thuộc loại rất giàu N (N = 6,7%TS và 8,3%TVS),

tương đối giàu P (P = 1,2%TS và 1,0%TVS). Khác với phần lớn các hợp chất N

thường ở dưới dạng hòa tan, phần lớn P nằm dưới dạng chất không tan, hơn nữa

trong quá trình lưu trữ và thu gom P rất dễ bị kết tủa nên tỷ lệ P/N hay P/C sẽ giảm

mạnh, tuy nhiên, về nồng độ và tỷ lệ P/C thì đây vẫn là loại nước thải giàu P. Số

liệu về hàm lượng các thông số đặc trưng của NTCNL của 3 dự án được thể hiện

trong Bảng 1.8.

Bảng 1. 8. Chất lượng NTCNL tại hố thu gom ở Singapo [77], Trung Quốc [78] và

Ý [79]

Singapo Trung Quốc Ý

Khoảng n SD n SD n T. bình T. bình T. bình SD (%) Thông số

5295 523 12 7238 53 141 BOD5 (mg/L) 1500- 19875

9194 5455 20 24792 9707 18 24357 64 141 COD (mg/L) 2751- 80981

1326 672 12a 1963 452 18 1533 48 136 TKN (mg/L) 340- 3784

637 162 20b 1264 293 18b 522 29 130- 970 137 TAN (mg/L)

18620 6620 18 27401 76 142 TS (mg/L) 2800- 105000

13400 5560 18 21457 78 142 TVS (mg/L) 1490- 70400

7306 5552 12 15350 6540 18 19144 85 142 TSS (mg/L) 533- 84333

14460 84 142 VSS (mg/L) 533- 57600

Các số liệu Bảng 1.8 cho thấy mấy đặc điểm sau:

 Giá trị của các thông số đặc trưng thu được ở dự án của Singapo là

nhiều nhất, độ tản mạn lớn nhất, đó là do đối tượng lấy mẫu là nhiều trang

trại. Hai bộ số liệu của TQ và Ý có độ thống kê thấp hơn, tuy nhiên chỉ lấy

trong 1 trang trại trong khuôn khổ 1 Dự án nên SD nhỏ hơn.

 Hai bộ số liệu của Singapo và của Ý là gần như tương đồng về các giá

trị trung bình ngoại trừ TAN (Total Ammonia Nitrogen), trong trường hợp ở

+; TS, TVS, TSS có thể do chế độ vệ sinh và thức ăn khác nhau).

Ý là N-NH4

Sự khác biệt lớn nhất là ở các số liệu thấp hơn hẳn về COD, TKN và TSS

của Trung Quốc. Điều này là do ở Trung Quốc phân khô là hàng hóa, thường

được tách riêng trước khi rửa chuồng dẫn tới các chỉ số trên giảm mạnh,

trong khi các chất tan trong nước mạnh như TAN tương đương Singapo

(tương tự như ở Việt Nam).

Do hàm lượng cặn lơ lửng rất cao, yếu tố tiền xử lý trở nên rất quan trọng.

Trong Dự án Singapore [77] phương án lựa chọn là bể lắng; Trung Quốc sử dụng

sàng nghiêng và bể lắng [78]; Ý dùng máy lọc li tâm [79]. Các kết quả về chất

lượng nước sau công đoạn tiền xử lý được thể hiện trên Bảng 1.9.

Bảng 1. 9. Chất lượng NTCNL từ bể điều hòa (sau tách SS)

Singapo

TQ

Ý

Thông số

Khoảng

n

SD

n

SD

n

T. bình

SD (%)

T. bình

2471

930- 4980 139 3912

374

BOD5 (mg/L)

4917

140 6283 1817 311

6016

1672 17

COD (mg/L)

1911- 10898

680

50- 4095 138 1085

467

12a

681

139.5 17

TKN (mg/L)

487

67-820

139

639

175 311b

522

119

17b

TAN (mg/L)

3768

142

5960

930

1550- 14700

(mg/L)

TVS

2256

142

2600

590

850- 10300

(mg/L)

TSS

75-

1310

112

142 2351

699

1930

720

(mg/L)

10333

VSS

1137

114

70- 9000 142

(mg/L)

So với Bảng 1.8 thì các kết quả ở Bảng 1.9 cho thấy sự sai lệch giữa ba dự án

đã giảm mạnh, đặc biệt là các chỉ tiêu liên quan đến SS sau lọc bằng máy, độ sai

lệch chuẩn SD ở Ý rất thấp.

Tại Việt Nam:

Trong khuôn khổ của đề tài “Nghiên cứu xây dựng mô hình xử lý nước thải

chăn nuôi lợn sử dụng kỹ thuật tách rắn-lỏng tại trang trại” (2016) [80], các tác giả

của Viện Công nghệ môi trường đã tiến hành khảo sát đánh giá chất lượng NTCNL

của các trang trại chăn nuôi lợn trên địa bàn tỉnh Hà Nam. Với 3 hình thức chăn

nuôi: (i) chăn nuôi lợn nái và lợn hậu bị; (ii) chăn nuôi lợn thịt và chăn nuôi kết hợp

giữa lợn nái; và (iii) lợn thịt. Tùy vào hình thức chăn nuôi mà nước thải có tách

phân hay không tách phân dẫn đến chất lượng nước thải sẽ có các đặc tính khác

nhau. Đối với chăn nuôi lợn nái và lợn hậu bị thì nước thải đã được tách phân, phần

nước thải chủ yếu chứa nước tiểu và một phần phân bị rửa trôi theo nước tiểu, phần

phân khô được thu gom và bán cho một số cơ sở để sử dụng làm phân bón hoặc

thức ăn cho cá. Còn đối với hình thức chăn nuôi lợn thịt và lợn hậu bị thì phân được

thải chung cùng với nước thải và đi vào hệ thống xử lý nước thải, khiến cho nước

thải của hình thức chăn nuôi này có hàm lượng TSS cao. Số liệu tổng hợp về nước

thải thô của đề tài này được thể hiện trong Bảng 1.10.

Bảng 1. 10. Chất lượng nước thải tại các trại chăn nuôi tập trung

Chỉ tiêu Đơn vị Trước biogas

Lợn nái Lợn nái Lợn thịt Lợn thịt

Lợn nái: 600 con Lợn thịt: 4000 con 600 con 1200 con 4000 con 400 con

pH - 6,54 7,22 7,12 6,83 7,09

Độ kiềm mg/L 2830 2434 2489 3202 2835

TS mg/L 9580 5370 4378 10030 12800

4160 2082 2792 5184 5912 CODt mg/L

2460 1414 1634 2515 3050 CODht mg/L

mg/L 440 1578 1780 482 484 K2O

Tổng P mg/L 160,8 56,5 66,1 143,5 137,9

Tổng N mg/L 795,8 967,7 961,1 655,7 787,3

Amoni mg/L 565 1766 237.5 467 442

Để thực hiện nghiên cứu về xử lý NTCNL trong khuôn khổ đề tài

KC08.04/11-15 [81], thuộc Chương trình Khoa học công nghệ trọng điểm cấp Nhà

nước KC.08/11-15 (trong đó có phần nghiên cứu xử lý yếm khí của luận án này),

các tác giả đã tiến hành khảo sát tại nhiều trang trại CNL trên địa bàn các tỉnh Hà

Nam, Thái Bình, Hà Nội, Vĩnh Phúc và Hưng Yên. và Bảng 1.11.

Bảng 1. 11. Tổng hợp chất lượng NTCNL tại trang trại.

Trước biogas Thông số TB Min-Max

pH 7,56 7,30-7,87

T0 (0C) 30,35 29-32

COD (mg/L) 3587,33 860-4590

T-N (mg/L) 343,16 167-907

4 (mg/L)

N-NH+ 315,00 130- 870

T-P (mg/L) 92,17 250-295

SS (mg/L) 2247,50 520-9520

Số liệu về nước thải đầu vào được thu thập là khá nhiều, tuy nhiên các giá trị

thường thấp hơn nhiều so với của nước ngoài (nhất là COD, SS), thường chỉ ở mức

nước thải sau tiền xử lý – điều hòa của bao dự án [77] [78] [79]. Lý do của sự chênh

lệch này có nhiều, xong chủ yếu đến từ cách áp dụng các kỹ thuật trong chăn nuôi,

chẳng hạn cùng rửa chuồng bằng nước như nếu dùng bơm áp lực để xịt rửa thì

lượng nước tiêu tốn sẽ ít, dẫn đễn nước thải sẽ đậm đặc hơn.

Kết luận chương 1

Qua phân tích tổng quan các tài liệu cũng như quá trình thực nghiệm với

nước thải chăn nuôi lợn (NTCNL) nảy sinh một số vấn đề sau mà trong khuôn khổ

Luận án này cần phải giải quyết:

(i) Đặc trưng của IC là tự tuần hoàn và tự khuấy trộn nhờ sự chuyển

động hướng lên của biogas và hỗn hợp phản ứng qua ống lên và ống xuống,

vậy lượng hóa yếu tố vận chuyển khí-nước như thế nào? yếu tố khuấy trộn

như thế nào?

(ii) Lựa chọn các thông số thiết kế các phần cứng (Chiều cao thiết bị hoặc

ống lên hoặc ống xuống) dựa trên những yếu tố nào?

(iii) Trường hợp nước thải đầu vào có CODVSS/CODtổng cao (như nước

thải nuôi lợn) thì năng lực xử lý của hệ IC đến đâu và để IC làm việc ổn định

sẽ phải làm gì?

CHƯƠNG II: ĐỐI TƯỢNG, PHẠM VI VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.1. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu

Đối tượng nghiên cứu

Kỹ thuật tuần hoàn nội IC, mô hình khí kéo nước (airlift) và nước thải chăn

nuôi lợn.

Phạm vi nghiên cứu

(i) Mô hình airlift với chiều sâu ngập nước lớn nhất của ống lên H1-max 2,85

m; chiều cao xả nước lớn nhất H2-max 0,5 m; vận tốc khí vk từ 291 m/h

đến 1456 m/h; và tiết diện ống lên từ 2,06 cm2 đến 15,76 cm2.

(ii) Xử lý yếm khí nước thải từ trang trại chăn nuôi lợn kiểu chuồng ướt

bằng hệ IC có thể tích hữu ích 30 lít.

Các thí nghiệm được thực hiện tại (i) Viện Công nghệ môi trường (IET) -

Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam và (ii) Trung tâm Nghiên cứu

Công nghệ Môi trường và Phát triển bền vững (CETASD) – Trường Đại học Khoa

học tự nhiên (HUS) – Đại học quốc gia Hà Nội (VNU).

2.2. Phương pháp nghiên cứu

Bảng 2. 1. Các nội dung thực nghiệm và tính toán

Thực nghiệm XLNT chăn nuôi lợn Xác định giá trị các thông số cho IC

1 Thực nghiệm xác định K Chế tạo hệ IC

2 Xây dựng mô hình biểu diễn K Vận hành hệ IC với nước thải chăn nuôi lợn

2.1 Đánh giá độ tin cậy của mô hình Xác định được năng lực xử lý của hệ IC với NTCNL

2.2 Lựa chọn mô hình biểu diễn Xác định lượng khí biogas sinh ra

3 Tính toán khả năng khuấy trộn bằng khí nội sinh

4 Tính toán giá trị thông số thiết kế hệ IC

5 Đối chiếu số liệu thí nghiệm với giá trị tính toán

Để đạt được các mục tiêu đã nêu, hai nội dung thực nghiệm chính đã được

tiến hành: (i) thực nghiệm xác định đại lượng K (là tỷ lệ giữa lượng nước được kéo

lên (QN) bởi một lượng khí (QK) ở các mức chiều sâu ngập nước (H1), chiều cao xả

nước (H2) và vận tốc khí (vk) với tiết diện ống lên (S) xác định; và (ii) thực nghiệm

xử lý yếm khí nước thải chăn nuôi lợn tập trung kiểu chuồng ướt bằng hệ IC để xác

định khả năng xử lý, các yếu tố ảnh hưởng và lượng khí khí sinh ra từ quá trình xử

lý. Trình tự thí nghiệm và các tính toán được nêu trong Bảng 2.1.

2.2.1. Thực nghiệm xác định đại lượng K (K = QN/QK)

2.2.1.1 Mục tiêu thí nghiệm

Xác định bằng thực nghiệm đại lượng K – là tỷ lệ giữa lượng nước QN

(lít/phút) được kéo lên bởi một lượng khí QK (lít/phút) phục vụ thiết lập mô hình

biểu diễn mối liên hệ giữa K với các thông số thiết kế hệ airlift và các thông số vận

hành - lưu lượng nước tuần hoàn và tỷ lệ khí/nước.

2.2.1.2. Mô hình thí nghiệm

Để nghiên cứu xác định khả năng kéo nước đi lên của khí theo hướng thẳng

đứng, thiết bị thí nghiệm được thiết kế chế tạo, lắp đặt như trên Hình 2.1.

Hình 2. 1. Sơ đồ hệ thí nghiệm xác định K

theo chiều thẳng đứng, thay đổi các yếu tố:

Thí nghiệm được tiến hành bằng cách đưa các lượng không khí xác định QK

vào đáy ống dẫn khí đi lên qua ống lên T1

(i) chiều cao mức ngập nước H1, (ii) chiều cao xả nước H2, và (iii) đường kính trong

của ống d. Hỗn hợp khí-nước được dẫn sang ống xuống T2 có đường kính d’ (d’ >

d), khí thoát ra theo đầu hở phía trên ống T2, lượng nước do khí kéo lên QN được

thu ở thùng thu nước và định lượng theo phương pháp cân khối lượng nước thu

được trong một khoảng thời gian xác định.

2.2.1.3. Phương pháp xác định K bằng thực nghiệm (Ktn)

Tại mỗi mức chiều cao H1 và H2 xác định (chẳng hạn H1 = 285 cm, H2 = 50

cm), tiến hành đưa khí vào đáy ống lên T1 với lưu lượng QK xác định (từ 1 đến 5

lít/phút), chờ cho hệ thống ổn định (khoảng 1 phút) tiến hành thu nước được khí kéo

lên qua ống thu T2, khi lượng nước thu được đạt khoảng 3 đến 10 lít (xem trên vạch

chia mức) thì dừng quá trình thu nước, ghi thời gian thu nước t (phút).

Lượng nước thu được đem xác định khối lượng bằng cách cân khối lượng

trên cân Nhơn Hòa (dải đo từ 0,5 đến 10 kg; sai số 25 đến 50 g), ghi khối lượng

nước thu được mN. Lưu lượng nước được xác định bằng cách lấy khối lượng nước

thu được chia cho thời gian thu nước:

, lít/phút (2.1)

Thí nghiệm được lặp lại 2 lần sau đó lấy giá trị trung bình cộng của QN.

Tỷ lệ lượng nước được kéo lên bới mỗi lượng khí K được xác định bằng cách

lấy lưu lượng nước QN chia cho lưu lượng khí QK:

(2.2)

Tiến hành thí nghiệm và tính toán tương tự với các mức H1 và H2 khác nhau

ta thu được các giá trị của Ktn tương ứng với các mức H1 từ 285 cm đến 185 cm

(bước nhảy 20 cm), H2 từ 50 cm đến 10 cm (bước nhảy 10 cm) và QK từ 1 l/phút

đến 5 l/phút (bước nhảy 0,5 lít/phút).

2.2.2. Thiết lập phương trình biểu diễn liên hệ giữa các thông số thiết kế

hệ airlift và các thông số vận hành-lưu lượng nước và tỷ lệ khí/nước

Phương trình này được thiết lập dựa vào các số liệu thu được từ thực nghiệm,

kết hợp với các phương trình, số liệu đã công bố trong các tài liệu và các chương

trình máy tính.

Quy ước:

Diễn giải

Đơn vị tính m3/s m3/s m/s m/s m2 m Ký hiệu QN QK v vk S d Ktn

g ρ µ

Pa Lưu lượng nước Lưu lượng khí Vận tốc hỗn hợp khí-nước trong ống lên Vận tốc khí trong ống lên, vk = QK/S Tiết diện ống Đường kính ống lên, d = 16,2 mm) Tỷ số lưu lượng nước:lưu lượng khí xác định bằng thực nghiệm: Ktn = QN/QK Gia tốc trọng trường, g = 9,81 Khối lượng riêng của nước ở T = 25oC, ρ = 997 Độ nhớt động lực (dynamic) của nước ở 25oC, μ = 0,00089 Áp suất khí quyển, Pa = 101.300

Hiệu suất m/s2 kg/m3 N.s/m2 1N = 1kg.m/s2 Pa =N/m2 1N = 1kg.m/s2 % 

Trước hết, dựa vào định luật bảo toàn năng lượng để biểu diễn mối quan hệ

giữa lượng nước được khí kéo lên phụ thuộc vào: (i) Tiết diện S của ống lên T1; (ii)

chiều sâu ngập nước H1; (iii) chiều cao xả nước (phần phía trên mức nước) H2; (iv)

độ nhớt của dung dịch µ; (v) khối lượng riêng của dung dịch ρ ở áp suất khí quyển

Pa {hàm K(H1, H2, d1, µ, ρ}.

Để có thể thực hiện được quá trình khí kéo nước thì năng lượng của khí

(chính là thế năng của khí- Etk) phải đủ để thực hiện các quá trình sau:

- Đẩy được nước lên độ cao xả nước H2 ở tiết diện ống lên xác định (Thế

năng của nước ở độ cao H2- Etn).

- Tạo dòng chuyển động của hỗn hợp khí-nước (Động năng của hỗn hợp

khí-nước trong ống- Ed).

- Tổn thất do lực ma sát của dòng chảy với ống lên ở mức động năng của

hỗn hợp- Ett.

Như vậy, phương trình bảo toàn năng lượng có dạng như sau:

(2.3) (Etn + Ed + Ett) = η.Etk

Trong đó, E biểu diễn bằng J/s.

Từ các biểu thức tính Etn, Ed, Ett và Etk (với K = QN/QK) kết hợp với các

phương trình trên và sử dụng chương trình Excel để thiết lập phương trình và tìm

giá trị của K.

2.2.3. Phương pháp tìm mô hình thực nghiệm thống kê.

Qua phân tích điều kiện thí nghiệm xác định K, ta thấy K là một hàm số của

các thông số QK, H1, H2 và d.

Vận tốc khí vk được xác định bằng cách lấy lưu lượng khí Qk chia cho tiết diện ống S:

(2.4)

Khi đó, thay hai đại lượng QK và d bằng vận tốc khí vK ta có hàm biểu diễn K

như sau:

(2.5) 𝐾 = 𝑓(𝑣𝐾, 𝐻1, 𝐻2)

Từ các giá trị của K và QN thu được từ thực nghiệm, sử dụng phần mềm

Excel để xây dựng đồ thị biểu diễn xu hướng sự thay đổi giá trị của K và QN theo

H1, H2 và vk. Sử dụng kỹ thuật phù hợp hay không phù hợp (fitting) trong Excel để

lựa chọn hàm biểu diễn.

Đánh giá hệ số tương quan hồi quy của các hàm thu được hoặc tính giá trị

của K với các hàm biểu diễn tại mỗi mức H1 và H2 bằng cách thay các giá trị vk vào

phương trình thu được.

Tính sai số K giữa giá trị K thu được từ hàm biểu diễn (Ky) với giá trị K thu

. Hàm nào cho sai số nhỏ được từ thực nghiệm (Ktn) theo công thức

sẽ được chọn là hàm biểu diễn.

Ví dụ:

Giả sử hàm biểu diễn tại H1 và H2 cố định với vk thay đổi có dạng:

y = a.x2 – b.x + c

Trong phương trình này y = K và x = vk

Thay các giá trị của vk vào phương trình trên sẽ tính được K tại mỗi

mức H1, H2 và vk.

Sử dụng ngôn ngữ lập trình Fortran để tìm mô hình thực nghiệm.

2 +

Ký hiệu K là y và vK, H1, H2 tương ứng là x1, x2, x3. Ta sẽ tìm quan hệ:

𝑦̂ = 𝑏0 + 𝑏1𝑥1 + 𝑏2𝑥2 + 𝑏3𝑥3 + 𝑏12𝑥1𝑥2 + 𝑏13𝑥1𝑥3 + 𝑏23𝑥2𝑥3 + 𝑏11𝑥1

2 + 𝑏33𝑥3

𝑏22𝑥𝑥

hay

2 𝑏𝑗𝑗𝑥𝑗

3 𝑗=1

3 𝑢,𝑗=1 (𝑢≠𝑗)

(2.6) + ∑ + ∑ 𝑦̂ = 𝑏0 + ∑ 𝑏𝑗𝑥𝑗 𝑏𝑢𝑗𝑥𝑢𝑥𝑗

Các hệ số b0 – thành phần tự do; b1, b2, b3 – hiệu ứng tuyến tính; b12, b13, b23

– hiệu ứng tương tác đôi và b11, b22, b33 – hiệu ứng bình phương được tìm theo

phương pháp bình phương tối thiểu:

𝑛 𝛷 = ∑ (𝑦𝑖 − 𝑦𝑖̂)2 𝑖=1

(2.7) → 𝑚𝑖𝑛

Trong đó: yi – giá trị thực nghiệm; 𝑦𝑖̂ – giá trị tính theo mô hình (2.6) và n là

số điểm thí nghiệm.

Điều kiện để cực tiểu hóa hàm Φ theo (2.7) là đạo hàm riêng theo các hệ số

phải bằng 0. Lấy đạo hàm và biến đổi ta được hệ 10 phương trình. Sử dụng máy

tính để giải ma trận đường chéo kích thước 10 ta thu được giá trị các hệ số b0,bj, bu,j

và bjj. Thay các giá trị này vào phương trình (2.6) ta được mô hình thực nghiệm

thống kê.

Sử dụng chương trình xử lý số liệu thực nghiệm tìm mô hình toán bằng ngôn

ngữ lập trình FORTRAN. Tính K theo mô hình thu được và tính sai số giữa giá trị

của K tính theo mô hình (KMH) với K thu được từ thực nghiệm (Ktn) theo công thức

(2.8):

(2.8)

Mô hình được chấp nhận khi sai số trung bình của tổng số tất cả các kết quả

nhỏ hơn 10%.

2.2.4. Thực nghiệm xử lý nước thải chăn nuôi lợn.

2.2.4.1. Mục tiêu thí nghiệm

Xác định được năng lực xử lý của hệ IC với NTCNL và lượng khí sinh ra khi

chuyển hóa mỗi lượng cơ chất (tính theo COD).

2.2.4.2. Mô hình thí nghiệm

Hệ IC được chế tạo dựa trên cơ sở tổng quan tài liệu về đặc trưng cấu trúc

gồm: hệ phân bố nước đầu vào, hệ tuần hoàn nội, vùng phản ứng cao tải ở phía dưới

và vùng phản ứng tải lượng thấp nằm ở phía trên [48]. Sơ đồ khối hệ thí nghiệm

được mô tả trong Hình 2.2.

Hình 2. 2. Sơ đồ hệ IC thí nghiệm xử lý nước thải chăn nuôi

Mô tả hoạt động của hệ thống: Nước thải được bơm định lượng (thông qua

lưu lượng kế) vào đáy thiết bị xử lý và được phân bố đều thông qua bộ phân phối,

trong quá trình đi lên nước sẽ đi qua lớp bùn vi sinh và quá trình chuyển hóa diễn ra,

tiếp theo hỗn hợp nước, bùn và khí đi đến bộ tách 3 pha K-L-R thứ 1. Tại đây hỗn

hợp và chạm với các tấm chăn của bộ tách 3 pha, khí tách ra khỏi bùn và tập trung

về ống lên, bùn rơi trở lại vùng phản ứng, bùn có tốc độ lắng nhỏ hơn tốc độ dâng

nước đi theo nước lên ngăn phản ứng thứ hai. Tại ngăn phản ứng thứ hai quá trình

phân hủy tiếp diễn, nhưng tốc độ chậm hơn do lượng chất hữu cơ và mật độ vi sinh

đều giảm. Tiếp theo, hỗn hợp đi đến hệ tách 3 pha thứ 2, quá trình diễn ra tại đây

cũng giống như tại bộ tách pha thứ 1.

Sau khi qua bộ tách pha thứ hai, nước (lẫn bùn nếu tốc độ lắng của bùn nhỏ

hơn tốc độ dâng nước) được đưa sang ngăn thu nước (được thiết kế kiểu ngăn lắng).

Từ đây nước (và/hoặc bùn) được bơm tuần hoàn vào bộ phận phân phối để duy trì

tốc độ dâng nước trong hệ, nước sau lắng tách bùn đi ra ngoài.

Với lượng khí đủ lớn kết hợp với hệ khí dâng phù hợp thì khí sẽ kéo bùn và

nước lên bộ tách pha thứ 3. Tại đây, khí tách ra khỏi hỗn hợp bùn và nước được thu

gom vào túi khí (để phân tích). Bùn và nước thải đi trở xuống đáy thiết bị thông qua

ống xuống, vào bộ phân phối cùng với nước đầu vào để tiếp tục quá trình xử lý.

Trường hợp quá trình khí kéo nước không diễn ra thì gần như toàn bộ lượng

khí sinh ra cũng sẽ đi lên khoang này. Việc thu khí vẫn giống như trường hợp trên.

Nước thải chăn nuôi lợn:

Nước thải cho thí nghiệm với hệ IC được lấy tại trang trại Hòa Bình Xanh

(thuộc Công ty TNHH Sản xuất Đầu tư và Thương mại Đức Anh), xóm Suối Cốc,

xã Hợp Hòa, Lương Sơn, Hòa Bình.

Tần suất lấy mẫu 1-2 lần/tuần, được lọc qua rây 1-2 mm nhằm loại bỏ rác và

cặn thô trước khi đưa vào lưu trong các bồn chứa đầu vào, từ bồn đầu vào nước thải

được bơm định lượng theo thiết kế thí nghiệm vào hệ xử lý.

Nước thải khi lấy về và khi đưa vào bồn chứa và lấy mẫu phân tích các chỉ

tiêu COD tổng, COD hòa tan, TSS, TN, TP.

Số liệu thu thập tại Trang trại Hòa bình xanh – địa điểm được lấy mẫu phục

vụ thí nghiệm được thể hiện ở Bảng 2.3. Kết quả cho thấy:

- 63% COD nằm trong phần rắn có thể lọc được, tỷ lệ gCOD/gSS = 0,7

(thường thì tỷ lệ g COD/g hữu cơ ô nhiễm chỉ là khoảng 1,1) nghĩa là lượng SS trơ

là khá lớn.

- Nước thải nuôi lợn thuộc loại rất giàu N và khoảng 50% các hợp chất N ở

dưới dạng hòa tan. Khác với N, phần lớn P nằm dưới dạng chất không tan, hơn nữa

trong quá trình lưu trữ và thu gom P rất dễ bị kết tủa nên tỷ lệ P/N hay P/C sẽ giảm

mạnh, tuy nhiên, về nồng độ và tỷ lệ P/C thì đây vẫn là loại nước thải giàu P.

Bảng 2. 2. Thành phần nước thải các chuồng ở trại Hòa bình xanh

COD lọc

T-N lọc

T-N

+-N

SS

CODt

NH4

Mẫu

pH

(mg/L)

T-P (mg/L )

631

4.1 8,96

5500

2254

100

1290

519

4570

579

4.2 8,83

7483

2254

50.8

1387

527

5420

452

4.3 8,96

3786

1262

901

377

3850

497

4.4 8,99

3156

1172

850

415

3240

848

5.1 8,99

8024

3697

119

1752

770

6250

605

5.2 8,99

3922

2163

1298

538

5370

825

5.3 8,97

8475

3020

118

1705

715

6040

772

5.4 9,03

6942

2209

1779

658

6440

630

8,74

7348

2209

1550

442

7560

Chuồng đẻ

Trung bình

5630 ± 1032

2191 ± 330

634 ± 61

1310 ± 180

544 ± 57

60 ± 18

4904 ± 901

6348 ± 888

1649 ± 175

Điều hòa

(n = 9)

4311 ± 1080 (n = 8)*

Bùn yếm khí: Bùn mồi lấy từ nhà máy bia Hà Nội- đường Hoàng Hoa Thám-

Ba Đình- Hà Nội, hàm lượng TSS = 22g/L.

2.2.3.3. Vận hành hệ thống

Để đạt được mục tiêu thí nghiệm như đã nêu trên, thí nghiệm được bắt đầu

bằng quá trình khởi động và đánh giá hệ thống IC đã chế tạo (giai đoạn 1). Trong

giai đoạn này tiến hành cho vi sinh thích nghi dần với nước thải bằng cách tăng dần

tải lượng COD đầu vào (OLRvào). Nước sau xử lý được lấy để phân tích với tần suất

2-3 ngày/lần, song song với đó tiến hành xác định lượng khí sinh ra. Khi hệ thống

ổn định ở mỗi mức tải lượng (xác định thông qua CODht đầu ra) sẽ tiến hành tăng

tốc độ dâng nước (tăng lưu lượng tuần hoàn) nhằm xác định khả năng thoát bùn và

hiệu quả xử lý của hệ thống.

Sau khi xác định được tốc độ dâng phù hợp tiến hành tăng tải lượng ở tốc độ

dâng đã chọn nhằm xác định giới hạn xử lý của hệ (giai đoạn 2). Trong giai đoạn

này sẽ đánh giá cả hiệu quả xử lý CODtổng và CODht.

Trên cơ sở số liệu thí nghiệm thu được kết hợp với các đánh giá về hệ thống

sẽ tiến hành bổ sung thí nghiệm khác nếu cần.

2.2.3.4. Đánh giá hệ thống:

Khả năng xử lý, tính ổn định đối với thiết kế cũng như trong quá trình vận

hành các hệ thống xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học của hệ thống thường

được đánh giá qua ba tiêu chí chính là: tải lượng, năng suất và hiệu suất xử lý.

Tải lượng: Là một thông số quan trọng nhất, nếu vận hành hệ thống ở giá trị

vượt quá khoảng tải lượng cho phép có thể phá vỡ sự ổn định của hệ thống, làm cho

hệ thống không làm việc được. Tải lượng được tính theo công thức (2.9).

, kg/m3/ngày (2.9)

Năng suất xử lý: là lượng COD được xử lý tính cho một đơn vị thể tích của

bể xử lý được tính theo công thức (2.10):

, kg/m3/ngày (2.10)

Năng suất xử lý là một thông số quan trọng trong chọn lựa các phương án

thiết kế hệ thống xử lý nước thải khác nhau.

Hiệu suất xử lý COD (%):

(2.11)

Trong đó:

OLRvào = tổng lượng COD đưa vào hệ xử lý, kg COD/(m3.ngày)

OLRra = tổng lượng COD ra khỏi hệ xử lý, kg COD/(m3.ngày)

CODvào = hàm lượng COD trong nước thải đầu vào, (kg/m3)

CODra = hàm lượng COD trong nước thải đầu ra, (kg/m3)

Qvào = Lưu lượng nước thải đưa vào hệ thống, (m3/ngày)

V = Thể tích hữu ích của thiết bị xử lý, (m3)

NS = Năng suất xử lý của 1 đơn vị thể tích, (kg/m3.ngày)

H = hiệu suất xử lý, (%)

2.2.3.5. Phương pháp tách rắn-lỏng

a. Tách rắn-lỏng bằng polymer

Các nghiên cứu đánh giá hiệu quả keo tụ loại bỏ chất rắn và chất dinh dưỡng

được thực hiện với các nồng độ khác nhau của ba loại polymer A101, N101, C525.

400 ml mỗi mẫu NTCNL được tạo bông với từng loại A101, N101và C525

ở các nồng độ 25, 50 và 75 mg/L và khuấy đều bằng máy khuấy với tốc độ 120

vòng/phút trong 2 phút, sau đó được để lắng tự nhiên trong một giờ. Một mẫu đối

chứng được thực hiện trong điều kiện tương tự không có polymer. Phần chất lỏng

thu được và phần bùn được phân tích tổng chất rắn lơ lửng (TSS), tổng nhu cầu ôxy

hóa học (CODt), tổng Nitơ (TN), tổng photpho (TP). Hiệu quả loại bỏ chất rắn và

chất dinh dưỡng được được tính toán và so sánh thông qua phần chất lỏng tách được

từ các mẫu thí nghiệm và mẫu đối chứng. Dựa vào các kết quả thí nghiệm để lựa

chọn ra loại polyacyamide thích hợp nhất cho quá trình tạo bông tách lỏng – rắn

nước thải chăn nuôi lợn. Để xác định nồng độ tối ưu của polymer cho quá trình keo

tụ, một thí nghiệm tương tự đã được thực hiện với polymer thích hợp nhất cho nước

thải chăn nuôi lợn tại các nồng độ PAM từ 12,5 ppm đến 125 ppm.

b. Tách rắn-lỏng bằng lọc thô

Thử nghiệm được tiến hành với theo sơ đồ Hình 2.3.

Hình 2. 3. Sơ đồ hệ thí nghiệm tách rắn-lỏng

Các thông số chính của cột lọc như sau: Tiết diện 0,013 m2; chiều dày lớp lọc

60 mm.

Thí nghiệm được tiến hành với tốc độ lọc từ 0,5 đến 0,9 m/h. Nước thải từ

bồn chứa được khuấy trộn đều (duy trì khuấy trộn trong suốt quá trình lọc) trước khi

đưa vào hệ lọc. Ghi thời gian từ khi bắt đầu đưa nước vào hệ lọc đến khi kết thúc

chu kỳ lọc (khi mức chênh áp h đạt 1m). Kết thúc chu kỳ xả cặn, rửa cột và lặp lại

chu kỳ mới.

2.2.3.5. Phương pháp phân tích

Các thông số phân tích bao gồm: tổng rắn lơ lửng (TSS), nhu cầu oxi hóa học

tổng (CODt) và COD hòa tan (CODht) mẫu được lọc qua phin lọc 0,4µm), amoni

+-N), tổng nitơ Kjeldahl lọc (TNlọc) và không lọc (TNt), tổng

tính theo N (NH4

photpho (T-P). Phương pháp phân tích mẫu tuân theo tiêu chuẩn Việt Nam và

APHA (1998) [82].

STT Chỉ tiêu phân tích Đơn vị Phương pháp phân tích

1. pH - TCVN 6492:2011

2. COD tổng SMEWW 5220C:2012 mg O2/L

3. COD hòa tan SMEWW 5220C:2012 mg O2/L

4. Tổng N mg/L TCVN 6638:2000

5. Tổng P mg/L TCVN 6202:2008

6. Amoni mg/L TCVN 6179 – 1:1996

7. mg/L SMEWW 2504:2012

TSS

Phân tích mẫu được tiến hành tại phòng thí nghiệm Trung tâm nghiên cứu

Công nghệ môi trường & Phát triển bền vững (CETASD) - Trường đại học khoa

học tự nhiên - Đại học quốc gia Hà Nội và Viện công nghệ môi trường (IET) - Viện

Hàn lâm KH&CN VN (VAST). Các số liệu phân tích được xử lý thống kê theo

hướng dẫn của Hach [83].

2.2.5. Phương pháp đánh giá tiềm năng tạo biogas

2.2.5.1. Tính dự báo lượng biogas phát sinh

Để tính tiềm năng metan (thành phần mang năng lượng trong biogas) có thể

sử dụng các quy trình và công thức sau:

(1) Quy đổi CH4 về COD:

Phương trình ôxy hóa CH4:

CH4 + 2O2 = CO2 + 2H2O

Theo phương trình này: 16 g CH4 cần 64 g O2 (ứng với nhu cầu ôxi hóa học

– CODCH4).

Vậy 1 kg CH4 ứng với 4 kg COD  1 kg COD ứng với 0,25 kg CH4

(2) Chuyển kg CH4 về m3 ở điều kiện tiêu chuẩn:

Theo định luật Avogađrô thì 1 mol khí tương đương 22,41 L (ở điều kiện

chuẩn T = 273,15K, p = 101,325Pa (~1atm)) ta có: 1 mol = 16 g CH4 ứng với 22,41

L; vậy 1000 g CH4 ứng với 1,4 m3 (suy ra khối lượng riêng CH4 = 0,7140 kg/m3).

 1 kg COD ứng với 0,25/0,714 = 0,35 m3 metan (đktc) (*)

 Với x kg COD được xử lý (cần phân tích COD đầu vào, ra + đo Q) sinh ra

thể tích khí metan là: VCH4 = (0,35.x)/1 (m3 metan)

Cần số liệu phân tích %VCH4 để tính ra thể tích biogas-VBiogas, khi đó thể tích

biogas (ở đktc):

(2.12) Vbiogas = VCH4 (m3)/ %VCH4 (m3 biogas)

(3) Tính khối lượng biogas ở điều kiện chuẩn:

Giả thiết CH4 chiếm 65%, CO2 chiếm 35% thể tích biogas:

Vậy 1m3 biogas có 650L CH4 và 350L CO2;

MCH4 = 16 g tương ứng 22,41L vậy 650L CH4 ứng với 464,08 g CH4

MCO2 = 44 g tương ứng 22,41L vậy 350L CO2 ứng với 687,19 g CO2

Tổng khối lượng 1 m3 biogas = 464,08 g CH4 + 687,19 g CO2 = 1151,27 g

Vậy khối lượng riêng của biogas (65% CH4) ở đktc bằng 1,1513 kg/m3

Khối lượng của CH4 (65%V) trong 1m3 biogas bằng 0,464 kg CH4 (đktc)

(*)  1 m3 (1,1513 kg) biogas (65% CH4) ứng với 0,65/0,35 (đktc) = 1,8571

kg COD xử lý được (hay 1 kg COD xử lý được ứng với 1/1,8571 = 0,5385 m3

biogas ở đktc).

(4) Tính chuyển đổi điều kiện chuẩn sang điều kiện thực (P, T):

Hiệu chỉnh P [84]:

(2.13)

Trong đó:

P = áp suất thực cần tính (atm);

P0 = áp suất khí quyển ở mực nước biển (1 atm);

M = khối lượng mol trung bình của không khí (0,0289 kg mol-1);

g = gia tốc trọng trường (9,806 m.s-2);

z = cao độ máy đo (m);

R = hằng số khí = 8,31 J/(mol.K);

T = nhiệt độ (K), nhiệt độ trung bình 22,8ºC = 295,8 K.

Ví dụ: Tính P nếu cao độ nơi thực nghiệm = 100m, các số liệu khác như trên:

= = = 0,9885 atm

Tính V ở điều kiện thực tính từ các định luật chất khí lí tưởng:

(2.14)

Chỉ số 1 ứng với điều kiện tiêu chuẩn (p = 1; T = 0oC = 273K); chỉ số 2 ứng

với điều kiện thực nghiệm, khi đó đánh giá nhanh V2 ở điều kiện (p2 = p tính được

từ (1); T2 = T độ đo được, ví dụ 22,8oC = 22,8+273 = 295,8K); Khi đó:

= 1*1*295,8/0,9885/273 = 1,0961 m3

2.2.5.2. Phương pháp xác định tiềm năng biogas bằng thực nghiệm

Để xây dựng phương pháp xác định tiềm năng biogas bằng thực nghiệm, ta

thực hiện bài toán nghịch, tức là từ Vbiogas đo được ở T2, P2, xác định %VCH4, tính

lượng hữu cơ (kgCOD) xử lý được. Sơ đồ thí nghiệm được mô tả trong Hình 2.4.

Thể tích khí sinh ra được xác định theo phương pháp thay thế chất lỏng,

nước trong ống đo được điều chỉnh đến pH ~2 bằng axit sunphuric [85]. Nồng độ

CH4 trong biogas được xác định bằng cách sục biogas qua dung dịch kiềm để loại

CO2 sau đó đem phân tích sắc ký khí khối phổ- GC [86].

Hình 2. 4. Sơ đồ hệ thu và đo khí biogas

Bước 1: Tính p2 từ phương trình (2.14)

T2 đo (ví dụ 22,80C),

Vbiogas đo được (ví dụ 5 m3/ngày = V2).

p2 tính từ phương trình (2.14) = 0,9885 atm

Bước 2: Xác định %VCH4

(ví dụ CH4 = 65%V)

Bước 3: Tính Vbiogas ở T1 = 273K, p1 = 1atm

= 0,9885*5*273/1/(273+22,8) = 4,5617 m3 (đktc)

Bước 4: Tính VCH4

VCH4(đktc) = 4,5617*0,65 = 2,9651 m3

Bước 5: Quy về lượng COD {1 kg COD ứng với 0,35 m3 CH4- theo (*)}

kg CODCH4 = 2,9651*1/0,35 = 8,472 kg

Như vậy:

Trong điều kiện thí nghiệm 8,472 kg COD phân hủy tạo thành 5 m3 biogas

(65% CH4)  Do đó 1 kg COD phân hủy tạo thành 0,59 m3 biogas (65% CH4).

2.2.6. Tính công suất và cường độ khuấy trộn trong vùng phản ứng từ

lượng biogas phát sinh

Như đã trình bày, trong các bồn xử lý yếm khí, yếu tố gây ra lực kéo hỗn hợp

phản ứng bùn-nước lên và khuấy trộn hỗn hợp phản ứng làm tăng yếu tố f (trong

phương trình tốc độ xử lý yếm khí (1.1) (Ch.1-hệ quả phương trình Monod)) là do

biogas phát sinh.

Tùy vào mục đích khuấy trộn và trong xử lý nước thải thường được đặc

trưng bằng cường độ khuấy trộn P/V (W/m3) hoặc gradient tốc độ 𝐺̅ (s1). Quan hệ

𝑃

giữa hai đại lượng này được biểu diễn bởi phương trình (2.15) {[65], pt.(9.40)}:

𝜇𝑉

(2.15) 𝐺̅ = √

Trong đó:

𝐺̅ = gradient tốc độ, s1

P = công suất áp đặt vào thể tích khuấy trộn, W (1 W = 1 kg.m2/s3)

V = thể tích khuấy trộn, m3

μ = độ nhớt động lực của nước (tra bảng theo nhiệt độ), kg/m.s

Như vậy, khi biết hoặc tính được P sẽ tính được 𝐺̅ và ngược lại. Khuấy trộn

nhằm tạo các va chạm khi tạo bông yêu cầu 𝐺̅ = 50-100 s1 [12].

Khi khuấy trộn bằng khí nén, công suất phát ra khi các bọt khí dâng lên được

ước tính bằng phương trình sau [12]:

) (2.16) 𝑃 = 𝑝𝑎𝑉𝑎𝑙𝑛 (𝑝𝑐 𝑝𝑎

Trong đó:

- P = công suất khuấy do khí nén, kW

- pa = áp suất khí quyển, kN/m2 = 101,325 Pa

- Va = lưu lượng không khí ở áp suất khí quyển, m3/s

- pc = áp suất không khí nén tại điểm xả, kN/m2 (kPa)

Phương trình (2.16) được rút ra từ hiện tượng giãn nở đẳng nhiệt của một thể

tích khí nén khi xả ra môi trường. Nếu lưu lượng của dòng khí được tính theo đơn

vị m3/phút và áp suất được biểu thị theo đơn vị mét nước, phương trình (2.16) có

thể được viết thành:

10.33

) (2.16a) 𝑃 = 𝐾𝑉𝑎𝑙𝑛 (ℎ+10.33

Trong đó K = 1,689

Trong đó Va = lưu lượng dòng khí ở điều kiện tiêu chuẩn, m3/min

Trong đó h = áp suất tại miệng ống thoát khí, m nước

Áp dụng cho khuấy trộn bằng biogas phát sinh, ta có:

𝑝𝑏𝑖𝑜𝑔𝑎𝑠,ℎ𝑖 𝑝𝑎′

(2.16 b) ) 𝑃𝑏𝑖𝑜𝑔𝑎𝑠 = 𝑝𝑎′𝑉𝑏𝑖𝑜𝑔𝑎𝑠𝑙𝑛 (

Trong đó:

- P = công suất khuấy do khí biogas phát sinh, nổi lên và giãn nở, kW

- pa’ = áp suất khí quyển, kN/m2 = 101,325 kPa + áp dư trên vùng gom

biogas

- Vbiogas = lưu lượng biogas phát sinh ở độ cao hi, m3/s

- 𝑝𝑏𝑖𝑜𝑔𝑎𝑠,ℎ𝑖 = áp suất biogas tại chiều cao phát sinh, kN/m2 (kPa) Ở đây, Va là lưu lượng khí nén được thay bằng Vbiogas, tốc độ phát sinh

biogas được tính trên cơ sở tốc độ chuyển hóa COD của bồn yếm khí; tương tự, pc

được thay bằng 𝑝𝑏𝑖𝑜𝑔𝑎𝑠,ℎ𝑖, đại lượng này phụ thuộc vào chiều cao mức nước trên trong bồn IC và vị trí tương đối hi của thể tích phản ứng được xem xét. Theo R.

Rozendal (2014) [87] vùng phản ứng chính trong IC thường là tầng 1 chiếm khoảng

2/3 tổng chiều cao (từ sát đáy bồn). Năng lượng khuấy trộn trong IC là tổng ba

thành phần (Hình 2.5): (1) năng lượng do biogas phát sinh (tính theo pt. (2.16 b); (2)

năng lượng do dòng bùn-nước tuần hoàn về đáy theo ống xuống; và (3) năng lượng

do bơm nước thải vào.

Phương pháp tính công suất phát sinh do biogas, Pbiogas, được xây dựng trên

cơ sở phương trình (2.16 b) với một số quy ước như sau:

(i) Do khối lượng riêng của biogas (1,1513 kg/m3, đktc) nhỏ hơn không

khí (1,292 kg/m3, đktc), chênh lệch 3,2% nên lực nâng Arsimet do bọt khí biogas sẽ

lớn hơn không khí tương ứng, tuy nhiên sự khác biệt nhỏ này sẽ bỏ qua.

(ii) Xét coi thể tích phản ứng hình trụ có chiều cao H (m), tiết diện = 1 m2,

theo chiều cao sẽ chia đều thành H thể tích nhỏ, mỗi thể tích = 1 m3, vậy chiều cao

cột nước hi phía trên 1 m3 thể tích phản ứng thứ i tính từ đáy bồn được tính theo

phương trình (2.17) [87].

(2.17) hi = H + a – (i – i/2), m

- a = áp suất dư ở vùng thu biogas = 1m, do trong IC phần biogas phát

sinh đi vào ống lên cần vượt thêm chiều cao 1m trên mức nước trên của

IC để xả hỗn hợp phản ứng vào bồn tách khí-lỏng ở trên đỉnh bồn.

- 1 mH2O = 101.325/10,333 = 9,806 kPa;

- i = số thứ tự của các thể tích 1 m3, tính từ đáy bồn, i = 1, 2, …, (2/3)H.

(iii) áp suất áp lên bề mặt mỗi thể tích phản ứng = chiều cao cột nước hi +

áp suất dư ở vùng thu biogas (giả thiết áp dư = 0,25 m H2O = 2451 Pa = 0,0242 atm,

áp suất khí quyển = 101.325 Pa = 10,333 mH2O). Vậy áp suất lên bề mặt thể tích thứ

i là:

i = hi = H + 1 – (i – i/2), m.

Hình 2. 5. Các thành phần khuấy trộn trong hệ IC

Ví dụ, với bồn phản ứng có H = 20 m, theo R. Rozendal (2014) [87] vùng

phản ứng chính sẽ tính tới h12 ứng với chiều cao = 14 m, khi đó trong tính toán năng

lượng do biogas sinh ra sẽ tính cho 14 thể tích phản ứng từ đáy bồn lên rồi lấy tổng.

Áp suất thủy tĩnh tính theo: hi = 20 + 1 – (i – i/2)*, i = 1, 2 …, 14, m.

Sau khi có các kết quả hi, chuyển từ mét H2O sang kPa và áp dụng phương

trình (2.15 a) để tính công suất khuấy trộn, 𝑃𝑏𝑖𝑜𝑔𝑎𝑠, kW.

(iv) Coi khuấy trộn ở vùng phản ứng xem xét là hoàn toàn, áp suất không

ảnh hưởng đến hoạt tính của vi khuẩn yếm khí, khi đó năng suất xử lý COD cũng

như tốc độ sinh khí biogas của thể tích phản ứng thứ i bằng các đại lượng tương ứng

của thể tích thứ i+1, i+2, …. Tuy nhiên, 𝑃𝑏𝑖𝑜𝑔𝑎𝑠 sẽ thay đổi vì hi thay đổi theo

phương trình *.

(v) Hiệu quả chuyển hóa COD = 80% = 0,80, trong đó 10% COD chuyển

hóa thành sinh khối [12].

𝑃

(vi) Metan mất mát = metan hòa tan trong nước ra tạm thời bỏ qua.

𝜇𝑉

(pt.(5.3) (vii) Lập trình trên Excel để tính, gradient tốc độ theo 𝐺̅ = √

trong M&E/Aecom, 2014) [12].

Vậy, sơ đồ tính P như sau:

CHƯƠNG III: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

3.1. Xác định K bằng thực nghiệm (KTN)

3.1.1. Các điều kiện thí nghiệm:

Thí nghiệm được tiến hành như mô tả trong mục 2.2.1 và với các điều kiện

cụ thể như sau:

 Ống lên T1 có đường kính trong d1 = 16,2 mm (PVC D21, class 3) tương

đương với tiết diện S = 2,06 cm2; Ống xuống T2 có đường kính trong d2 = 23,80 mm

(PVC D27, class 1) tương đương S = 4,45 cm2.

 Mức ngập nước H1 của ống T1 được thay đổi ở các khoảng: 185; 205; 225;

2,45; 265 và 285 cm. Chiều cao đẩy (phần phía trên mức nước) H2 của ống T1 thay

đổi ở các khoảng 10; 20; 30; 40 và 50 cm.

 Lưu lượng khí QK (lít/phút) đưa vào chóp thu dưới đáy ống T1 thay đổi ở

các khoảng 1; 1,5; 2; 2,5; 3; 3,5; 4; 4,5 và 5 lít/phút.

3.1.2. Kết quả thí nghiệm

Số liệu thu được từ thực nghiệm được tổng hợp trong Bảng 3.18 (xem phụ

lục 1). Theo đó, tỷ lệ lượng nước được kéo lên (thu được) bởi mỗi lượng khí cấp

vào (K = QN/QK) phụ thuộc vào vận tốc khí (vk), mức ngập nước H1 và chiều cao xả

nước H2:

 Tổng hợp các số liệu thí nghiệm cho thấy với các giá trị của vk giảm

dần từ 1456 m/h đến 291 m/h; và tỷ lệ H1/H2 tăng dần từ 3,7 đến 28,5 thì giá trị đạt

được của K tăng dần từ 2,05 đến 7,2. Giá trị K lớn nhất (Kmax = 7,2) đạt được trong

các thí nghiệm là tại H1 = 285 cm; H2 = 10 cm (H’ = 28,5) và v = 291 m/h. Giá trị K

nhỏ nhất (Kmin = 1,66) đạt được trong các thí nghiệm là tại H1 = 185 cm, H2 = 50

cm (tỷ lệ H1/H2 = 3,7) và v = 1456 m/h.

 Với cùng mức H1 và/hoặc H2 thì K tăng khi vk giảm, chẳng hạn tại H1

= 285 cm và H2 = 50 cm (H1/H2 = 5,7) thì giá trị của K đạt được tăng từ 2,00 đến

3,70 khi vk giảm từ 1456 m/h đến 291 m/h (Hình 3.1).

 Với cùng giá trị của vk thì K tăng khi H1 tăng và/hoặc H2 giảm, chẳng

hạn với vk = 582 m/h thì với H1 = 285 cm và H2 giảm dần từ 50 đến 10 cm (tỷ lệ

H1/H2 tăng dần từ 5,70 đến 28,5) thì giá trị của K đạt được tăng từ 3,25 đến 5,10

(Hình 3.2).

Hình 3. 1. Sự thay đổi của K khi vk tăng (tại H1 = 285 và H2 = 50 cm)

Hình 3. 2. Sự thay đổi của K khi H1/H2 tăng (tại vk = 582 m/h; H1 = 285 cm)

 Khi vận tốc khí vk tăng dần từ 291 m/h đến 1456 m/h và tỷ lệ H1/H2

tăng dần từ 3,7 đến 28,5 thì lượng nước thu được (QN) tăng dần từ 2,05 đến 12,7

(lít/phút). Chẳng hạn với cùng mức H1 = 285 cm và H2 = 50 cm (tỷ lệ H1/H2 = 5,7)

thì khi vk tăng từ 291 m/h đến 1456 m/h lượng nước thu được QN tăng từ 3,7 đến 10

lít/phút; Giá trị QN lớn nhất đạt được tại H1 = 285 cm, H2 = 10 cm và vk = 1456 m/h.

Giá trị QN nhỏ nhất đạt được tại H1 = 185 cm, H2 = 50 cm và vk = 291 m/h.

 Với cùng mức H1 thì QN tăng khi H2 giảm và ngược lại QN giảm khi

H2 tăng. Chẳng hạn, với cùng giá trị của vk = 582 m/h và H1 = 285 cm, H2 thay đổi

từ 50 đến 10 cm (H1/H2 thay đổi từ 5,7 đến 28,5) thì lượng nước thu được QN tăng

từ 5,2 đến 8,8 lít/phút (Hình 3.3).

Hình 3. 3. Xu hướng sự thay đổi giá trị của QN khi vận tốc khí vk tăng (tại H1 = 285

và H2 = 50 m)

 Tại cùng mức H2 và/hoặc vk thì K và QN tăng khi H1 tăng. Chẳng hạn

tại H2 = 50 cm và v = 582 m/h với các mức H1 tăng dần từ 185 đến 285 cm (tỷ lệ

H1/H2 từ 5,7 đến 3,7) thì K tăng từ 2,4 đến 3,25 (Hình 3.4).

Hình 3. 4. Xu hướng sự thay đổi giá trị của K và QN khi mức ngập nước H1 thay đổi

(H2 = 50 cm; v khí = 582 m/h)

 Tại cùng mức H1 và/hoặc vk thì giá trị của K và QN tăng khi H2 giảm.

Chẳng hạn tại H1 = 185 cm, vk = 582 m/h và H2 thay đổi giảm từ 50 xuống đến 10

cm thì giá trị của K tăng từ 2,4 đến 4,6 và QN tăng từ 4,8 đến 9,2 lít/phút (Hình 3.5).

Hình 3. 5. Xu hướng sự thay đổi giá trị của K và QN khi chiều cao xả nước H2 thay

đổi (H1 = 185 cm; v khí = 582 m/h)

 Xu hướng sự thay đổi giá trị của K và QN tại mức ngập nước lớn nhất H1-max

= 285 cm và nhỏ nhất H1-min = 185 cm với chiều cao xả nước (H2) thay đổi từ 50

đến 10 cm và vk tăng dần từ 291 m/h đến 1456 m/h cũng là xu hướng của toàn bộ

các thí nghiệm được thể hiện trong Hình 3.6.

Hình 3. 6. Xu hướng sự thay đổi giá trị của K và QN (tại H1 = 285 và 185 cm)

Tóm lại:

 K tăng khi (i) Vận tốc khí (vk = QK/S) trong ống giảm và/hoặc (ii) tỷ lệ H’

= H1/H2 tăng (mức ngập nước H1 tăng hoặc chiều cao xả nước H2 giảm).

 Lượng nước thu được do khí kéo theo (QN) tăng khi (i) Vận tốc khí tăng;

và/hoặc (ii) H1 tăng (hoặc H2 giảm) – tỷ lệ H’ = H1/H2 tăng.

 Khi vk tăng thì QN vẫn tăng (K giảm) là K giảm theo QK nhưng tốc độ

giảm chậm hơn theo hàm hyperbol.

3.2. Phương trình biểu diễn liên hệ giữa các thông số thiết kế hệ airlift và

các thông số vận hành-lưu lượng nước và tỷ lệ khí/nước

Như đã mô tả trong mục 2.2.2, phương trình (2.3) có thể được viết lại như

(3.1) Etn + Ed + Ett - ηEtk = 0

Etk là thế năng của khí [88]:

(3.2)

Etn là thế năng của nước:

(3.3)

Ed là động năng của hỗn hợp khí-nước trong ống:

(3.4)

Trong đó:

v là vận tốc của hỗn hợp khí – nước trong ống

v = (QN + QK)/S

m là khối lượng của hỗn hợp khí-nước (do khối lượng của khí rất nhỏ

so với nước ở cùng thể tích nên có thể bỏ qua), khi đó :

m = QN.ρ

Thay m và v vào phương trình (3.4) ta được:

(3.5)

Ett là tổn thất năng lượng do trở lực dòng chảy [89]:

(3.6)

0,7 là hệ số trở lực đi qua nón thu vào trong ống.

λ- Hệ số ma sát. Theo Nguyễn Bin (2004) [89] với 2500 < Re < 105, ta

có:

(3.7)

Chỉ số Re [89]:

(3.8) Re = ρ.v.dtl/μ

Với v tính như trên và ρ, μ đã biết, dtl (đường kính thuỷ lực của hình

vành khăn) [89] sẽ bằng:

(3.9) dtl = 2.(S/π)0,5.(1-1/(K+1)0,5)

Thay các biểu thức tương ứng ở trên vào phương trình (3.1) ta được:

(3.10)

Giải phương trình (3.10) ta tìm được ẩn số K.

Vế trái đồng biến với K nên dễ dàng tìm nghiệm bằng phương pháp đồ thị

hoặc dùng các chương trình máy tính để giải phương trình. Ở đây, sử dụng phương

pháp phân tích tối ưu (hàm What-if Analysis) bằng cách dịch chuyển kết quả (Goal-

seek).Với η lấy bằng 80%.

Mức độ tin cậy (phù hợp) của phương trình 3.10 được đánh giá bằng cách

tính phần trăm sai số (K) giữa giá trị K thu được từ thực nghiệm (Ktn) và K tính từ

phương trình (2.11) ở cùng điều kiện thí nghiệm:

(3.11)

3.2.1. Đánh giá sự phù hợp của phương trình với kết quả thực nghiệm

Để đánh giá sự phù hợp của phương trình đề xuất, chúng tôi tiến hành: (i)

Tính K theo phương trình 3.10 ở các điều kiện thí nghiệm như trên; (ii) Tính sai số

K (%) giữa kết quả tính (Ktính) với kết quả thu được từ thực nghiệm (KTN) theo

phương trình 3.11; và (iii) Thống kê số liệu và so sánh đánh giá; Hiệu suất ƞ = 80%.

Kết quả tính toán được thể hiện trong Bảng 3.18 (xem phụ lục 1).

Số liệu thống kê trong tổng số 270 kết quả thí nghiệm có 4 số liệu thí nghiệm

(1,48%) sai số trên 20%, 2 số liệu thí nghiệm (0,74%) sai số trên 15%, 10 số liệu thí

nghiệm (3,70%) sai số trên 10%, còn lại 254/270 (94,07%) số liệu thí nghiệm có sai

số dưới 10%. Các số liệu thí nghiệm có sai số trên 15% tập trung vào các thí

nghiệm có tốc độ khí thấp, nếu QK quá nhỏ so với S thì phương trình không còn

chính xác, ở các điều kiện thí nghiệm thì tốc độ khí trong ống (υ = QA/S) cần đạt

trên 291 m/h.

Mức sai số giữa thực nghiệm và tính toán theo phương trình đề xuất có 94,07%

số liệu sai số dưới 10% chứng tỏ đây là phương trình phù hợp với mô hình thực

nghiệm.

Trong xử lý nước thải thì các thành phần hữu cơ thường được biểu diễn bởi

thông số nhu cầu oxy sinh hóa – BOD (Biological Oxygen Demand) và nhu cầu oxy

hóa học – COD (Chemical Oxygen Demand). Việc xác định tổng lượng các chất

hữu cơ thường sử dụng phương pháp xác định theo COD bởi thời gian để có kết quả

nhanh hơn nhiều BOD (3 giờ so với 5 ngày). Theo APHA (1998) [82], để xác định

COD trên 50 mg O2/L thì có thể áp dụng các phương pháp: SMEWW 5220. 4a, C.4

hoặc D.4. Theo đó, sai số của các phép đo được đưa ra trong Bảng 3.1.

Bảng 3. 1. Sai số của các phương pháp xác định COD

Phương pháp Khoảng giá trị Sai số Khoảng giá trị Sai số Số mẫu/

COD (%) COD (%) PTN xác định

200 6,5 160 10,8 74 SMEWW

Không có Cl- Cl- ~ 100 mg/L 5220B. 4a

SMEWW 5220. 195 5,6 208 4,8 64 mẫu,

Không có Cl- Cl- ~ 100 mg/L 6 PTN C.4

SMEWW 5220. 193 8,7 212 9,6 48 mẫu,

Không có Cl- Cl- ~ 100 mg/L 5 PTN D.4

Như vậy, sai số của phương pháp xác định COD là trong khoảng 4,8 đến

10,8% với COD khoảng 200 mg/L.

Quá trình xử lý bằng vi sinh yếm khí thường được áp dụng với nước thải có

COD trên 1000 mg O2/l. Trong thực tế, nhiều loại nước thải (sản xuất giấy và bột

giấy, chăn nuôi, chế biến nông thủy sản, . . .) có thành phần COD cao hơn mức

1000 nhiều lần. Do đó, sai số của phép xác định sẽ còn lớn hơn nữa.

Như vậy có thể thấy rằng phương trình đề xuất phù hợp với kết quả thí

nghiệm và là cơ sở để tính toán hệ số K phụ thuộc vào vận tốc khí (v) mức ngập

nước (H1) cũng như chiều cao đẩy (H2) ở các tiết diện ống (S).

So sánh Ktính với KTN (Bảng 3.18) ta thấy Ktính thường nhỏ hơn KTN chứng tỏ

hiệu suất thực lớn hơn (khoảng 80%), do đó thiết kế theo hiệu suất 80% là tương

đối an toàn.

3.2.2. Đánh giá sự thay đổi của K khi tăng tiết diện ống lên

Để làm rõ ảnh hưởng của tiết diện ống lên, thực nghiệm được tiến hành với

tiết diện của ống lên T1 là 4,45 cm2 (lớn hơn 2,16 lần) và 15,76 cm2 (lớn hơn 7,65

lần) tại H1 = 285 cm và H2 = 50 cm, tiết diện ống xuống T2 có tiết diện tương ứng là

7,35 cm2 và 26 cm2. Kết quả xác định K bằng thực nghiệm (Ktn), K tính theo

phương trình 3.10 (Ktính) và sai số K tính theo phương trình (3.11) được thể hiện

trong Bảng 3.2 và Bảng 3.3.

Bảng 3. 2. Giá trị của K với tiết diện ống lên S = 4,45 cm2

2 2.5 3 3.5 4 4.5 5 QK (lít/phút)

270 337 405 472 539 607 674 vk (m/h)

3.60 3.60 3.70 3.66 3.40 3.29 3.12 Ktn

3.70 3.577 3.451 3.327 3.207 3.093 2.985 Ktính

(K (%) 2.85 -0.63 -6.73 -9.02 -5.67 -5.95 -4.34

Bảng 3. 3. Giá trị của K với tiết diện ống lên S = 15,76 cm2

5 6 QK (lít/phút)

190 228 vk (m/h)

4.40 4.00 Ktn

4.03 3.98 Ktính

(K (%) -5.95 -4.34

Giá trị của K thực nghiệm thu được ở cùng mức H1 = 285 và H2 = 50 cm với

các tiết diện ống lên khác nhau: (i) tiết diện ống lên 2,06 cm2 (ở vk = 291 m/h); (ii)

tiết diện ống lên là 4,45 cm2 (ở vk = 270 m/h); và (iii) tiết diện ống lên là 15,76 cm2

(ở vk = 228 m/h) ta thấy giá trị của K đạt được tương ứng là 3,60; 3,70; và 4,00.

Điều này hoàn toàn phù hợp với kết quả thu được từ phương trình 3.10 (muốn K

tăng thì vk phải giảm). Giá trị của K tính theo phương trình 3.10 với cùng các điều

kiện như trên tương ứng là 3,54; 3,702 và 3,98.

Các kết quả này cho thấy hoàn toàn có thể sử dụng phương trình (3.10) để

tính K cho trường hợp tiết diện ống tăng hơn nữa.

3.2.3. Đánh giá sự thay đổi của K theo độ nhớt và khối lượng riêng

Khác với trong hệ airlift, trong quá trình yếm khí động lực kéo hỗn hợp phản

ứng bùn-nước lên không phải là không khí chủ động nén vào mà là do biogas phát

sinh. Khi áp dụng pt. (3.10) và các thí nghiệm với nước sạch để xây dựng các mô

hình thiết kế bộ phận airlift cho IC IC để xử lý nước thải với  và  cao hơn có thể

có sai lệch. Đó là do: (i) khối lượng riêng  của hỗn hợp bùn nước lớn hơn so với

của nước; (ii) tương tự, độ nhớt  của hỗn hợp bùn nước cũng lớn hơn.

3.1.4.1. Sự thay đổi của K khi độ nhớt tăng

Độ nhớt động lực của nước ở 25oC = 0,000890 N.s/m2 [12], độ nhớt của

nước thải rất phức tạp, nó sẽ phụ thuộc vào nồng độ và bản chất các chất hữu cơ hòa

tan. Với thực tế là thành phần hữu cơ lớn nhất trong phần lớn các nước thải giàu

hữu cơ là carbonhyđrat. Giả thiết nước thải là dung dịch đường sucroza (tên gọi

khác: saccarôzơ, sacaroza; công thức phân tử là C12H22O11; phân tử khối = 342

g/mol; COD = 384 g/mol) với hàm lượng 30 g/L tương ứng với COD = 30*384/342

= 33,7 g/L = 33.700 mg/L. Vậy độ nhớt của dung dịch này thay đổi như thế nào so

với nước sạch?

Theo J.F.Swindells và cs (1958) [90], khi tăng nồng độ sucroza thì độ nhớt

tăng, tuy nhiên với nồng độ khá cao, ở mức 1-3% đường (~10-30 g/L), độ nhớt của

dung dịch 1, 2, 3% đường sẽ tăng tương ứng là 2,6, 5,3 và 8,2%. Mối tương quan

giữa giá trị độ nhớt của dung dịch đường sucroza (C12H22O11, M = 342 g/mol) và độ

nhớt của nước (a = µ/µnước) tại 20oC được thể hiện trong Bảng 3.19 (xem phụ lục 2).

Để đánh giá sự phụ thuộc của K vào độ nhớt của dung dịch, ta cần tính K ở

các giá trị độ nhớt khác nhau và so sánh với K khi sử dụng nước.

Để tính K, ta giả sử có các nguồn nước thải có hàm lượng chất hữu cơ (tính

theo COD và được quy đổi ra đường C12H22O11 bằng cách chia cho 1,123) là 30; 50;

và 100 g/L.

Độ nhớt của dung dịch được tính theo công thức sau [90]:

(3.12) µ = a*µnước

Trong đó:

µnước: độ nhớt của nước tại 200C = 0,001002 (kg/m.s)

Tra bảng 3.19 được giá trị của a tương ứng với các dung dịch đường 1; 2 và

3% là 1,026; 1,053 và 1,082. Áp dụng công thức 3.12 ta tính được độ nhớt của dung

dịch tương ứng với các mức COD (hay lượng đường 30; 50; và 100 g/L) là:

0,001084; 0,001146; và 0,001336. Thay các giá trị của µ vào phương trình 3.10 ta

tính được K ở các giá trị độ nhớt trên. Kết quả tính K ở các giá trị độ nhớt trên tại

mức H1 = 285 cm và H2 = 50 cm được dẫn ra trong Bảng 3.4, Hình 3.7 và Hình 3.8.

Bảng 3. 4. Giá trị của K và mức giảm (%) ở các độ nhớt khác nhau tại H1=285 cm

và H2 = 50 cm.

v khí (m/h)

Lượng

Độ nhớt

đường

(kg/m.s)

291 437 582 728 874 1019 1165 1311 1456

(g/L)

3,53 3,20 2,91 2,66 2,45 2,27 2,11 1,97 1,85

30 0,001084

3,52 3,19 2,90 2,65 2,44 2,26 2,10 1,96 1,84

K30

SS-K30

8.2%

-0,6

-0,9

-1,0

-1,1

-1,0

(%)

50 0,001146

3,52 3,18 2,89 2,64 2,43 2,25 2,10 1,95 1,83

K50

SS-K50

14.4%

(%)

-1,1

-1,5

-1,7

-1,8

-1,7

3,50 3,17 2,87 2,62 2,41 2,23 2,07 1,93 1,81

100 0,001336 K100

SS-K100

33.3%

(%)

-2,3

-3,1

-3,6

-3,8

-3,9

-3,8

-3,7

Ghi chú:

 Kx (µ = 0, 30, 50 và 100): Giá trị của K khi dung dịch có hàm lượng

đường sucrose là 0, 30, 50 và 100 g/L

 SS-Kµ (µ = 0, 30, 50 và 100): Mức giảm giá trị của K (%) khi dung dịch

có hàm lượng đường sucrose là 0, 30, 50 và 100 g/L.

(3.13)

Hình 3. 7. Sự thay đổi giá trị của K ở các độ nhớt khác nhau

Hình 3. 8. Độ giảm giá trị của K ở các giá trị độ nhớt khác nhau

Từ kết quả trên Bảng 3.4 ta thấy, với K ở H1 = 285 và H2 = 50 cm thì khi độ

nhớt tăng giá trị của K285-50 giảm gần như tuyến tính, mức giảm khoảng 1; 1,8 và 3,8%

ứng với mức độ nhớt tăng 8,2; 14,4 và 33,3% (hay 30; 50 và 100 g đường sucrose

hay 33,69; 56,15 và 112,3 g COD). Các loại nước thải được coi là rất giàu hữu cơ

thì hàm lượng cũng chỉ đến vài chục nghìn mg/L, với mức COD này thì độ nhớt của

nước thải cao hơn của nước sạch không nhiều. Mức giảm của lượng nước được khí

kéo lên (K) là không đáng kể (khoảng 1%). Điều đó nghĩa là mô hình này hoàn toàn

có thể áp dụng với nước thải thực và các tính toán liên quan đến K có thể được giữ

nguyên hoặc điều chỉnh giảm không đáng kể (khoảng 1%). Đây là con số rất nhỏ so

với sai số trong phép phân tích COD và khoảng sai số chấp nhận.

3.1.4.2. Sự thay đổi của K khi khối lượng riêng của dung dịch tăng

Khối lượng riêng () của nước thải tra cứu theo tài liệu thường ở mức gần

1000 kg/m3, ví dụ: khối lượng riêng của nước = 997 kg/m3 [12]. Trong thực tế, với

mật độ bùn thường gặp trong các bồn xử lý yếm khí cao tải thường ở mức 20-40

kg/m3 (tối đa là 80 kg VSS/m3) và khối lượng riêng của bùn yếm khí hoạt tính ở

mức 1,00-1,05 g/mL [4] thì khối lượng riêng tối đa của hỗn hợp bùn-nước yếm khí

tối đa tính được như sau: chấp nhận là mật độ bùn ở mức 40 kg/m3; khối lượng

riêng của bùn lấy giá trị cao nhất là 1,05 mg/mL; vậy thể tích bùn trong 1 m3 hỗn

hợp = 40/1,05 = 38,1 L = 0,038 m3; phần còn lại là nước = 0,962 m3. Vậy khối

lượng 1 m3 hỗn hợp bùn nước ở 25 oC = 40 + 997*0,962 = 999 kg/m3, so với 997

kg/m3 độ chênh chỉ ở mức 0,2%. Như vậy, các số hạng trong phương trình (3.10)

liên quan đến khối lượng riêng chỉ sai ở mức  0,2%.

Tuy nhiên, để làm rõ ảnh hưởng của khối lượng riêng tính toán này được tính

với khối lượng riêng của dung dịch là 1050 và 1100 kg/m3.

Kết quả tính K theo phương trình (3.10) ở khối lượng riêng của dung dịch là

 = 1050 và  = 1100 kg/m3 (tại H1 = 285 và H2 = 50 cm với vk thay đổi) và mức

giảm K (tính theo phương trình 3.14) được thể hiện trong Bảng 3.5, Hình 3.9 và

Hình 3.10.

(3.14)

Bảng 3. 5. Giá trị của K và mức giảm K (%) khi khối lượng riêng của dung dịch ()

tăng

 = 1050  = 1100 vk Ktn K1050 K1100 K (%) K (%)

- 0,40 291 3,535 3,521 3,508 - 0,77

- 0,30 437 3,211 3,201 3,192 - 0,59

- 0,23 582 2,922 2,916 2,909 - 0,45

- 0,17 728 2,675 2,670 2,665 - 0,34

- 0,13 873 2,463 2,459 2,456 - 0,26

- 0,10 1019 2,281 2,279 2,276 - 0,20

- 0,07 1164 2,123 2,122 2,120 - 0,14

- 0,04 1310 1,985 1,984 1,983 - 0,10

- 0,02 1456 1,864 1,863 1,863 - 0,06

Ghi chú:

 Kρ (ρ = 1050 và 1100): Giá trị của K ở khối lượng riêng của dung dịch là

 = 1050 và  = 1100.

 SS-Kρ (ρ = 1050 và 1100): Mức giảm giá trị (%) của K khi khối lượng

riêng của dung dịch là  = 1050 và  = 1100.

Hình 3. 9. Sự thay đổi giá trị của K khi tăng khối lượng riêng

Hình 3. 10. Mức giảm của K khi khối lượng riêng dung dịch tăng

Từ kết quả Bảng 3.5 ta thấy khi  của dung dịch tăng lên 1050 và 1100 mức

giảm của K là rất thấp. Với  = 1050 thì mức giảm K từ 0,4 đến 0,02% ứng với vk

tăng từ 291 đến 1456 m/h. Sai lệch này rất nhỏ nên có thể bỏ qua và hoàn toàn có

thể sử dụng nước thay vì hỗn hợp phản ứng trong tính toán tiếp theo.

3.2.4. Lựa chọn mô hình biểu diễn

Sử dụng kỹ thuật phù hợp hay không phù hợp (fitting) trong Excel để biểu

diễn xu hướng sự thay đổi giá trị của K phụ thuộc vk, H1 và H2.

Kết quả thu được từ thực nghiệm cho thấy ảnh hưởng của H2 đến K là rất lớn.

Vì vậy, 2 trường hợp được lựa chọn để đánh giá mức độ phù hợp của các hàm biểu

diễn là H2 = 50 (lớn nhất) và H2 = 10 cm (nhỏ nhất) với cùng mức H1 =285 (cm).

Kết quả xử lý số liệu bằng độ thị và các hàm biểu diễn bằng phần mềm excel

cho thấy các hàm đa thức bậc 2, 3, 4 và hàm mũ cho đường xu hướng giống với kết

quả thực nghiệm.

Trường hợp 1: Sự thay đổi giá trị của K tại H1 = 285 cm, H2 = 50 cm và vận

tốc khí vk tăng dần từ 291 đến 1311 m/h. Đường xu hướng biểu diễn sự phụ thuộc K

vào vk, H1 và H2 và các hàm biểu diễn phù hợp nhất cho trường hợp này được trình

bày ở Hình 3.11.

Hình 3. 11. Xu hướng của K và hàm biểu diễn (H1 = 285 cm, H2 = 50 cm)

Trường hợp 2: Sự thay đổi giá trị của K tại H1 = 285 cm, H2 = 10 cm và vận

tốc khí vk tăng dần từ 291 đến 1311 m/h. Đường xu hướng biểu diễn sự phụ thuộc K

vào vk, H1 và H2 và các hàm biểu diễn phù hợp nhất cho trường hợp này được trình

bày ở Hình 3.12.

Hình 3. 12. Xu hướng của K và hàm biểu diễn (H1 = 285 cm, H2 = 10 cm)

Về nguyên tắc, các hàm đa thức bậc càng cao thì hệ số tương quan R2 càng

cao, tuy nhiên đây chỉ là mối tương quan với số liệu thực nghiệm xong chưa chắc đã

phản ánh đúng cho các trường hợp khác khi tính ngoại suy từ đa thức thu được.

Với y = K; x = vk. Thay các giá trị của vk vào các hàm biểu diễn bậc 2, 3, 4

và hàm mũ cho hai trường hợp ta thu được giá trị của K ứng với mỗi hàm biểu diễn.

Giá trị, mức sai số (K) của K tính theo các hàm biểu diễn với K thu được từ thực

nghiệm (Ktn) cho trường hợp 1 được trình bày trong Bảng 3.6. và trường hợp 2

được trình bày trong Bảng 3.7.

Bảng 3. 6. Giá trị của K tính theo hàm biểu diễn và mức sai số (tại H1=285 và

H2=50).

291 437 582 728 874 1019 1165 1311 1456 vk

3.70 3.47 3.25 2.80 2.67 2.49 2.25 2.13 2.00 Ktn

y = 6E-07x2 – 0,0025x + 4,4302

3,753 3,453 3,178 2,928 2,704 2,505 2,332 2,184 2,062 Kb2

-0,4% -2,2% 4,6% 1,4% 0,8% 3,6% 2,4% 3,1% Ktn 1,4%

y = 4E-10x3 - 4E-07x2 – 0,0018x + 4,2638

3,716 3,434 3,159 2,896 2,653 2,437 2,256 2,118 2,030 Kb3

-0,9% -2,8% 3,4% -0,5% -2,0% 0,3% -0,7% 1,5% Ktn 0,4%

y = -2E-12x4 + 7E-09x3 - 8E-06x2 + 0,0019x + 3,6791

3,712 3,493 3,225 2,961 2,735 2,558 2,419 2,285 2,104 Kb4

0,8% -0,8% 5,4% 2,5% 2,8% 7,0% 6,7% 4,9% Ktn 0,3%

y = 38,386x-0.399

3,990 3,394 3,026 2,768 2,574 2,420 2,295 2,189 2,099 Kmũ

-2,1% -6,9% -1,1% -3,5% -2,6% 2,0% 2,6% 5,0%

Ktn 7,8%

Trong đó:

Kb2; Kb3; Kb4 là giá trị của K tính theo các hàm biểu diễn bậc 2, 3 và 4.

Kmũ là giá trị của K tính theo hàm lũy thừa.

Ktn là là sai số giữa Kbi và Kmũ so với K thực nghiệm.

(3.15)

(3.16) và

Bảng 3. 7. Giá trị của K tính theo hàm biểu diễn và mức sai số (tại H1=285 và

H2=10).

291

437

582

728

874 1019

1165

1311

1456

vk

7.20

5.87

5.10

4.24

3.73

3.40

3.05

2.76

2.54

Ktn

y = 3E-06x2 - 0.0094x + 9.5113

7.028

5.977

5.054

4.258

3.588

3.047

2.632

2.345

2.185

Kb2

Ktn

-2.4%

1.9%

-0.9%

0.4%

-3.9% -10.4% -13.7%

-14.9%

-14.0%

y = -3E-09x3 + 1E-05x2 - 0.0146x + 10.642

7.16

5.92

4.94

4.16

3.52

2.973

2.462

1.930

1.323

Kb3

Ktn

-0.5%

0.9%

-3.2%

-2.0%

-5.8% -12.6% -19.3%

-29.9%

-47.9%

y = 1E-12x4 - 6E-09x3 + 1E-05x2 - 0.0167x + 10.986

6.829

5.135

3.581

2.093

0.610

-0.922

-2.542

-4.281

-6.158

Kb4

Ktn

-5.1% -12.5% -29.8% -50.6% -83.7%

y = 316.94x-0.658

7.58

5.80

4.80

4.15

3.68

3.32

3.04

2.82

2.63

Kmũ

Ktn

5.2%

-1.1%

-5.8%

-2.2%

-1.5%

-2.3%

-0.2%

2.2%

3.5%

Kết quả từ Bảng 3.6 và Bảng 3.7 cho thấy mức sai số của K tính từ hàm biểu

diễn bậc 2 và bậc 3 với Ktn ở khoảng vk lựa chọn (từ 291 đến 582 m/h) là không

nhiều, hàm đa thức bậc 2 có sai số thấp nhất. Do đó, có thể sử dụng các hàm bậc 2

để tính ngọai suy các giá trị của K và QN ở các H1, H2 và vk khác nhau.

Từ kết quả trên ta cũng thấy rằng, có thể sử dụng kỹ thuật fitting để biểu diễn

kết quả thí nghiệm. Ưu điểm của phương pháp này là không cần nhiều thí nghiệm.

Nhược điểm là các hệ số thường không có ý nghĩa cụ thể. Để làm rõ ý nghĩa của các

phương trình cần sử dụng kỹ thuật mô hình hóa thực nghiệm có cơ sở lý luận gốc,

với trường hợp này là “mô hình thủy khí động lực học”.

3.2.5. Mô hình thực nghiệm thống kê

Với lựa chọn hàm bậc 2, từ phương trình (2.7) ta thấy điều kiện để cực tiểu

hóa hàm Φ là đạo hàm riêng theo các hệ số phải bằng 0, tức là ta có hệ 10 phương

𝜕𝛷

trình:

𝜕𝑏0

𝜕𝑏1

𝜕𝑏33

= 0; (3.17) = 0; …; = 0

Lấy đạo hàm, và sau biến đổi ta được:

2 𝑏0𝑛 + 𝑏1 ∑ 𝑥1𝑖 + 𝑏2 ∑ 𝑥2𝑖 + 𝑏3 ∑ 𝑥3𝑖 + 𝑏12 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖 + 𝑏13 ∑ 𝑥1𝑖𝑥3𝑖 + 𝑏23 ∑ 𝑥2𝑖𝑥3𝑖 + 𝑏11 ∑ 𝑥1𝑖

2 = ∑ 𝑦𝑖

+ 𝑏22 ∑ 𝑥2𝑖

2 + 𝑏33 ∑ 𝑥3𝑖

2 𝑥3𝑖 + 𝑏23 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖𝑥3𝑖

𝑏0 ∑ 𝑥1𝑖 + 𝑏1 ∑ 𝑥1𝑖

2 + 𝑏2 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖 + 𝑏3 ∑ 𝑥1𝑖𝑥3𝑖 + 𝑏12 ∑ 𝑥1𝑖

2 𝑥2𝑖 + 𝑏13 ∑ 𝑥1𝑖

2 = ∑ 𝑥1𝑖𝑦𝑖

+ 𝑏11 ∑ 𝑥1𝑖

3 + 𝑏22 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖

2 + 𝑏33 ∑ 𝑥1𝑖𝑥3𝑖

2 + 𝑏13 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖𝑥3𝑖

𝑏0 ∑ 𝑥2𝑖 + 𝑏1 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖 + 𝑏2 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖

2 + 𝑏3 ∑ 𝑥2𝑖𝑥3𝑖 + 𝑏12 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖

2 = ∑ 𝑥2𝑖𝑦𝑖

+ 𝑏23 ∑ 𝑥2𝑖

2 𝑥3𝑖 + 𝑏11 ∑ 𝑥1𝑖

2 𝑥2𝑖 + 𝑏22 ∑ 𝑥2𝑖

3 + 𝑏33 ∑ 𝑥2𝑖𝑥3𝑖

𝑏0 ∑ 𝑥3𝑖 + 𝑏1 ∑ 𝑥1𝑖𝑥3𝑖 + 𝑏2 ∑ 𝑥2𝑖𝑥3𝑖 + 𝑏3 ∑ 𝑥3𝑖

2 + 𝑏12 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖𝑥3𝑖 + 𝑏13 ∑ 𝑥1𝑖𝑥3𝑖

2 2 + 𝑏23 ∑ 𝑥2𝑖𝑥3𝑖

3 = ∑ 𝑥3𝑖𝑦𝑖

+ 𝑏11 ∑ 𝑥1𝑖

2 𝑥3𝑖 + 𝑏22 ∑ 𝑥2𝑖

2 𝑥3𝑖 + 𝑏33 ∑ 𝑥3𝑖

2 𝑥2𝑖𝑥3𝑖

𝑏0 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖 + 𝑏1 ∑ 𝑥1𝑖

2 𝑥2𝑖 + 𝑏2 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖

2 + 𝑏3 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖𝑥3𝑖 + 𝑏12 ∑ 𝑥1𝑖

2 𝑥2𝑖

2 + 𝑏13 ∑ 𝑥1𝑖

2 = ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖𝑦𝑖

+ 𝑏23 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖

2 𝑥3𝑖 + 𝑏11 ∑ 𝑥1𝑖

3 𝑥2𝑖 + 𝑏22 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖

3 + 𝑏33 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖𝑥3𝑖

𝑏0 ∑ 𝑥1𝑖𝑥3𝑖 + 𝑏1 ∑ 𝑥1𝑖

2 𝑥3𝑖 + 𝑏2 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖𝑥3𝑖 + 𝑏3 ∑ 𝑥1𝑖𝑥3𝑖

2 + 𝑏12 ∑ 𝑥1𝑖

2 𝑥2𝑖𝑥3𝑖 + 𝑏13 ∑ 𝑥1𝑖

2 2 𝑥3𝑖

3 = ∑ 𝑥1𝑖𝑥3𝑖𝑦𝑖

+ 𝑏23 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖𝑥3𝑖

2 + 𝑏11 ∑ 𝑥1𝑖

3 𝑥3𝑖 + 𝑏22 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖

2 𝑥3𝑖 + 𝑏33 ∑ 𝑥1𝑖𝑥3𝑖

𝑏0 ∑ 𝑥2𝑖𝑥3𝑖 + 𝑏1 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖𝑥3𝑖 + 𝑏2 ∑ 𝑥2𝑖

2 𝑥3𝑖 + 𝑏3 ∑ 𝑥2𝑖𝑥3𝑖

2 + 𝑏12 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖

2 2 𝑥3𝑖 + 𝑏13 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖𝑥3𝑖

3 = ∑ 𝑥2𝑖𝑥3𝑖𝑦𝑖

+ 𝑏23 ∑ 𝑥2𝑖

2 𝑥3𝑖

2 + 𝑏11 ∑ 𝑥1𝑖

2 𝑥2𝑖𝑥3𝑖 + 𝑏22 ∑ 𝑥2𝑖

3 𝑥3𝑖 + 𝑏33 ∑ 𝑥2𝑖𝑥3𝑖

2 𝑥2𝑖𝑥3𝑖

𝑏0 ∑ 𝑥1𝑖

2 + 𝑏1 ∑ 𝑥1𝑖

3 + 𝑏2 ∑ 𝑥1𝑖

2 𝑥2𝑖 + 𝑏3 ∑ 𝑥1𝑖

2 𝑥3𝑖 + 𝑏12 ∑ 𝑥1𝑖

3 𝑥2𝑖 + 𝑏13 ∑ 𝑥1𝑖

3 𝑥3𝑖 + 𝑏23 ∑ 𝑥1𝑖

2 𝑦𝑖

+ 𝑏11 ∑ 𝑥1𝑖

4 + 𝑏22 ∑ 𝑥1𝑖

2 𝑥2𝑖

2 + 𝑏33 ∑ 𝑥1𝑖

2 𝑥3𝑖

2 = ∑ 𝑥1𝑖

3 𝑥3𝑖

𝑏0 ∑ 𝑥2𝑖

2 + 𝑏1 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖

2 + 𝑏2 ∑ 𝑥2𝑖

3 + 𝑏3 ∑ 𝑥2𝑖

2 𝑥3𝑖 + 𝑏12 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖

3 + 𝑏13 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖

2 𝑥3𝑖 + 𝑏23 ∑ 𝑥2𝑖

2 𝑦𝑖

+ 𝑏11 ∑ 𝑥1𝑖

2 𝑥2𝑖

2 + 𝑏22 ∑ 𝑥2𝑖

4 + 𝑏33 ∑ 𝑥2𝑖

2 𝑥3𝑖

2 = ∑ 𝑥2𝑖

𝑏0 ∑ 𝑥3𝑖

2 + 𝑏1 ∑ 𝑥1𝑖𝑥3𝑖

2 + 𝑏2 ∑ 𝑥2𝑖𝑥3𝑖

2 + 𝑏3 ∑ 𝑥3𝑖

3 + 𝑏12 ∑ 𝑥1𝑖𝑥2𝑖𝑥3𝑖

2 + 𝑏13 ∑ 𝑥1𝑖𝑥3𝑖

3 3 + 𝑏23 ∑ 𝑥2𝑖𝑥3𝑖

2 𝑦𝑖

+ 𝑏11 ∑ 𝑥1𝑖

2 𝑥3𝑖

2 + 𝑏22 ∑ 𝑥2𝑖

2 𝑥3𝑖

2 + 𝑏33 ∑ 𝑥3𝑖

4 = ∑ 𝑥3𝑖

(3.18)

𝑖=1 n = 253.

trong đó ký hiệu Σ là ∑ ,𝑛

Ma trận của hệ phương trình chuẩn (3.18) kích thước 10 và là ma trận đường

chéo. Việc giải hệ phương trình (3.18) cần sử dụng máy tính. Chúng tôi đã tiến

hành giải hệ trên và thu được kết quả như trong Bảng 3.8.

Bảng 3. 8. Giá trị các hệ số b0,bj, bu,j và bjj

b0=7,889 b1=-5,534 b2=0,4 b3=-13,597

b12=-0,604 b13=6,478 b23=0,711

b11=1,613 b22=0,08 b33=3,786

Thay các giá trị b0,bj, bu,j và bjj trong Bảng 3.8 vào phương trình 2.6 ta được

mô hình thực nghiệm thống kê như sau:

K = 7,889 – 5,534.vk + 0,4.H1 – 13,597.H2 – 0,604.vk.H1 + 6,478.vk.H2 +

2 + 0,08.H1

2 + 3,786.H2

(3.19) 0,711.H1.H2 + 1,613.vk

Đồ thị đường xu hướng của K theo thực nghiệm (Ktn) và K tính theo mô

hình (KMH) tại H2 = 10, 20 và 30 (cm) ở cùng mức H1 = 285 (cm) được thể hiện

trong Hình 3.13. Sai số trung bình giữa Ktn và KMH của 27 số liệu là 3,30%.

Kết quả tính K bằng phương trình (3.19) và mức sai số so với K thực nghiệm

theo phương trình (2.8) được thể hiện trong Bảng 3.20 (xem Phụ lục 3) cho thấy sai

số trung bình cho tổng số 253 kết quả là 3,95% với R2 = 0,977.

Như vậy, ta có thể sử dụng mô hình (3.19) để tính được K – tỉ lệ giữa lượng

nước QN được kéo lên bởi một lượng khí QK ở bất kỳ một tổ hợp giá trị nào của vận

tốc khí vK (km/h), mức ngập nước H1 (m), chiều cao xả nước H2 (m) và tiết diện S

(m2) của ống lên với độ chính xác cao để phục vụ công tác thiết kế bộ airlift nói

riêng và hệ yếm khí cao tải tuần hoàn nội IC nói chung.

Hình 3. 13. Xu hướng của Ktn và KMH

3.3. Kết quả vận hành hệ IC với nước thải chăn nuôi lợn

3.3.1. Hệ IC thí nghiệm

Hệ thí nghiệm được chế tạo và lắp đặt theo sơ đồ Hình 2.2. Đây là thí nghiệm

độc lập được tiến hành song song với thí nghiệm xác định K. Các thông số của hệ

thí nghiệm như trong Bảng 3.9.

Bảng 3. 9. Thông số hệ IC thí nghiệm

Đường kính cột phản ứng D (cm) 14

Diện tích mặt cắt S, cm2 15,4

Chiều cao hiệu dụng H, cm 195

Tỷ lệ chiều cao/đường kính (H/D) 14

Đường kính ống lên, cm 1,62

Tốc độ biogas trong K/L/R, m/h 2

Về cơ cấu tách pha:

Với mục đích là tách khí ra khỏi bùn vi sinh để giữ vi sinh lại trong hệ phản

ứng, bộ phận tách pha thường gồm chụp thu khí (Hình 3.14a) và vách đảo chiều

(Hình 3.14b) [91].

(a) (b)

Hình 3. 14. Một số cơ cấu tách 3 pha phổ biến

Chelliapan & cs [92] đã thiết lập góc nghiêng 450 của vách ngăn tách ba pha

trong đầu ra của thiết bị yếm khí dòng chảy đa tầng và giữ bùn dạng hạt hiệu quả

đạt 5850 gVSS/m3. Van Lier & cs (1996) [93] đã thiết lập một bộ tách ba pha trong

thiết bị phản ứng đệm bùn (Hình 3.14c), cơ cấu này hoạt động giống cơ cấu tách

pha trong bể UASB xong mỗi ngăn đều có thể thu khí riêng. Một bộ tách pha nhiều

tầng có thể làm tăng hiệu quả xử lý nhờ việc tách để giữ bùn tốt hơn (Hình 3.14 d).

Cơ cấu tách pha trong IC khác với trong các hệ yếm khí thông thường là khí

sau tách pha được gom vào ống lên nhằm mục đích sử dụng khí để kéo nước. Do

vậy, trong nghiên cứu này cơ cấu tách pha và gom khí đề xuất như trong Hình 3.15,

các thông số hệ IC được nêu trong Bảng 3.10.

Bộ phận phân phối

Bộ phận tách pha

Bộ phận tách pha (3D)

Hình 3. 15. Mô hình hệ IC và bộ tách pha

Để kiểm tra hiệu quả của bộ tách 3 pha, thử nghiệm được tiến hành bằng

cách cho hệ thống hoạt động theo sơ đồ Hình 2.2 với các tốc độ dâng nước từ 1 đến

10 m/h khi có và không có cơ cấu tách 3 pha ở điều kiện nước sạch và nước thải có

nồng độ COD đầu vào khác nhau. Các chế độ thí nghiệm được tổng hợp trong Bảng

3.10.

Bảng 3. 10. Tổng hợp chế độ thí nghiệm

V dâng 0.5 0.9 1 2 4 6 8 10 m/h

Q vào 1.5 1.5 1.5 1.5 1.5 1.5 1.5 1.5 l/h

Q tổng 7.7 13.9 15.4 30.8 61.5 92.3 123.1 153.9 l/h

Q tuần hoàn 6.2 12.4 13.9 29.3 60.0 90.8 121.6 152.4 l/h

Kết quả thử nghiệm thu được như sau:

3.2.2.1. Ảnh hưởng vận tốc dâng nước sạch đến mức độ rửa trôi bùn

Kết quả cho thấy khi vận tốc duy trì từ 0,5; 1 -2 m/h thì bùn vẫn chưa bị rửa

trôi ra ngoài cho cả hai trường hợp không và không có tấm tách 3 pha. Nhưng khi

vận tốc dâng hỗn hợp bùn nước từ 4; 6; 8; 10 m/h thì trường hợp không có bộ phận

tách pha đều có hiện tượng bùn bị rửa trôi (Bảng 3.11).

Bảng 3. 11. Ảnh hưởng vận tốc dâng nước đến khả năng rửa trôi bùn ra khỏi bình

phản ứng

Stt Vận tốc Nồng độ vi sinh bị rửa trôi (mg/L)

(m/h) Không có bộ tách 3 pha Có bộ tách 3 pha

1 0,5 - -

2 1 - -

3 2 - -

4 4 200 -

5 6 350 -

6 8 396 -

7 10 455 -

Ghi chú: “-” không có hiện tượng rửa trôi bùn

Quan sát trong toàn bộ các thí nghiệm cho thấy hoàn toàn không có hiện

tượng bọt khí suất hiện trong lòng hỗn hợp bùn nước. Do đó, loại trừ được khả năng

ảnh hưởng của khí biogas đến khả năng rửa trôi bùn.

3.2.2.2. Ảnh hưởng của tốc độ dâng nước thải và nồng độ hữu cơ đến sự

thoát bùn và hiệu quả xử lý hữu cơ

Tốc độ dâng nước thải cũng giống như trường hợp nước sạch, nước đầu vào

là NTCNL được pha loãng đến các hàm lượng CODht khoảng 500, 1000 và 2500

mg/L. Kết quả thu được như sau:

- Với COD = 500 mg/L

So sánh với trường hợp dùng nước sạch ta thấy khi không có bộ tách pha thì

ở tất cả các mức vdâng bùn đều thoát ra và tăng dần khi vdâng tăng, như vậy bùn bị

thoát ra là do bọt khí. Khi vận tốc dâng đạt trên 8 m/h thì xuất hiện hiện tượng bùn

thoát ra ngay cả khi có bộ tách pha, lượng bùn thoát trung bình tương ứng với vdâng

= 8 và 10 m/h là 158 và 196 mg/L (Bảng 3.12).

Bảng 3. 12. Ảnh hưởng vận tốc dâng nước đến khả năng rửa trôi bùn khi đầu vào là

NTCNL được pha loãng đến hàm lượng COD = 500 mg/L

Nồng độ vi sinh bị rửa trôi (mg TSS/l)

Vận tốc dâng (m/h)

Stt

Có bộ tách 3 pha

Không có bộ tách 3 pha

Hiệu quả xử lý COD (%)

1 0,5 112 - 50

2 1 146 - 70

3 2 255 - 60

4 4 322 - 55

5 6 412 - 51

6 8 401 158 48

7 10 502 196 45

Ghi chú: “-” không có hiện tượng rửa trôi bùn

- Với COD = 1000 mg/L

Khi nghiên cứu với chất lượng nước thải đầu vào có tải lượng COD cao hơn,

kết quả cho thấy một số khác biệt với thí nghiệm ở COD = 500 mg/L. Ở vdâng 0,5

m/h hiệu suất xử lý đạt 70% (cao hơn COD = 500 mg/L). Điều này cho thấy với

cùng vận tốc dâng với tải lượng hữu cơ cao hơn thì hiệu suất xử lý COD cao hơn.

Hiệu suất giảm dần từ 70% xuống 48% khi vdâng tăng từ 0,5 đến 10 m/h.

Giống như với COD 500 mg/L thì với COD 1000 mg/L ở tất cả các vdâng bùn

đều thoát ra với trường hợp không có bộ phân tách pha. Lượng bùn thoát ra nhiều

hơn so với COD 500 mg/L và tăng dần từ 220 đến 1360 mg/L khi vdâng tăng từ 0,5

đến 10 m/h.

Khi có bộ tách pha, lượng bùn thoát ra khi vdâng trên 6 m/h và tăng dần từ 101

đến 315 mg/L khi vdâng tăng từ 6 đến 10 m/h.

Bảng 3. 13. Ảnh hưởng vận tốc dâng nước đến khả năng rửa trôi bùn khi đầu vào là

NTCNL được pha loãng đến hàm lượng COD = 1000 mg/L

Vận tốc Nồng độ vi sinh bị rửa trôi (mg TSS /l) Hiệu quả xử lý

dâng (m/h) COD (%) Stt Không có bộ tách 3 Có bộ tách 3 pha

pha

1 0,5 220 - 70

2 1 350 - 68

3 2 375 - 67

4 4 455 - 52

5 6 855 101 50.5

6 8 1020 255 50,1

7 10 1360 315 48,5

Ghi chú: “-” không có hiện tượng rửa trôi bùn

- Với COD = 2500 mg/L

Khi nghiên cứu với nước thải chăn nuôi không pha loãng cho thấy hiệu quả

xử lý COD tăng lên rõ rệt, trung bình 10 ngày đạt 80% và 75,6% tại tốc độ dâng

0,5; 1 và 2 m/h.

So với những thí nghiệm ở COD 1000 mg/L, tại vdâng 0,5; 1; 2 m/h hiện

tượng bùn rửa trôi trong trường hợp không dùng bộ tách 3 pha giảm, điều này là do

sự thích nghi của bùn vi sinh theo thời gian và bùn có xu hướng đông tụ khi mật độ

đủ lớn. Xong tại vdâng cao hơn (trên 4 m/h) thì lượng bùn thoát ra nhiều hơn so với

COD 1000 mg/L.

Trường hợp có bộ tách pha: Khi tốc độ dâng tăng lên đạt trên 4 m/h xuất hiện

hiện tượng thoát bùn, lượng bùn thoát ra tăng dần từ 75 đến 325 mg/L khi vdâng tăng

từ 4 đến 10 m/h. Tuy nhiên, lượng thoát ra này thấp hơn nhiều so với trường hợp

không có bộ tách pha.

Bảng 3. 14. Ảnh hưởng vận tốc dâng nước đến khả năng rửa trôi bùn khi đầu vào là

NTCNL được pha loãng đến hàm lượng COD = 2500 mg/L

Vận tốc Nồng độ vi sinh bị rửa trôi (mg TSS /l) Hiệu quả xử lý

dâng (m/h) COD (%) Stt Không có bộ tách 3 Có bộ tách 3 pha

pha

1 0,5 165 - 80

2 1 251 - 75,6

3 2 301 - 71

4 4 486 75 65

5 6 902 120 59.5

6 8 1120 231 58

7 10 1530 325 52.5

Ghi chú: “-” không có hiện tượng rửa trôi bùn

Tổng hợp kết quả thí nghiệm cho thấy cơ cấu tách pha đề xuất đáp ứng được

yêu cầu giữ bùn và thu khí, có thể được sử dụng cho các thí nghiệm tiếp theo.

3.3.2. Mối quan hệ giữa năng suất và hiệu suất xử lý với tải lượng.

Tiến hành chạy khởi động hệ IC với NTCNL lấy từ Trang trại Hòa bình xanh

với các tải lượng COD đầu vào (OLRvào) tăng dần để xác định năng suất xử lý tối đa

của hệ với NTCNL. Tốc độ dâng nước được chọn = 0,9 m/h do bùn đưa vào hệ là

bùn bông.

Cơ sở chọn vdâng = 0.9 m/h: các tài liệu về thiết kế và vận hành cho thấy tốc

độ dâng trong hệ UASB khoảng 0,34 đến 1,25 (m/h) [47], 0,6 đến 1 (m/h) [94] và

cao nhất khi tính toán thiết kế là 1-2 (m/h) [12]. Tuy nhiên tốc độ dâng nước còn

phụ thuộc vào dạng của bùn, nếu bùn yếm khí dạng hạt (lắng tốt) thì tốc độ dâng có

thể đạt cao, nhưng với bùn dạng bông và các dạng khác do khả năng lắng chưa tốt

nên thích hợp với dải tốc độ dâng 0,5-1 m/h.

Tổng hợp kết quả thí nghiệm khi tăng dần tải lượng COD đầu vào được thể

hiện trong Hình 3.16.

Hình 3. 16. OLRvào, OLRra và hiệu suất xử lý

Kết quả cho thấy:

- Với OLRvào 0,63 kg/m3.ngày.

Hiệu suất xử lý trong giai đoạn đầu khá thấp, chỉ đạt 40% tương ứng với

năng suất xử lý dưới 0,18 kg/m3/ngày. Điều này được lý giải là do (i) vi sinh cần có

khoảng thời gian để thích nghi với môi trường mới và (ii) các quá trình yếm khí với

mật độ vi khuẩn cao cần duy trì một lượng thức ăn (COD) nhất định, nếu dưới mức

đó sẽ xảy ra quá trình tiêu (chết) của sinh khối. Theo Metcaft and Eddy (2014, trang

588) [12], khi thức ăn (COD) bị cạn kiệt sẽ xảy ra sự giảm sinh khối (phân rã nội

sinh), tỷ lệ mất sinh khối trong khoảng 0,08 đến 0,2 g/g. Như vậy với lượng bùn

đưa vào hệ 176 g (8 lít, 22 g TSS/l), với VSS khoảng 80% thì tổng lượng sinh khối

(tính theo VSS) là 141 g và lượng sinh khối có thể bị phân hủy là 11,26 đến 28,16

g/ngày (tương đương với COD trong nước tối thiểu là 367 mg/L (lưu lượng nước

thải vào hệ 30 lít/ngày). Như vậy, muốn tăng hiệu suất hoặc tải lượng xử lý cần phải

tăng tải lượng hữu cơ đầu vào.

- Với OLRvào 1,23 đến 1,4 kg/m3.ngày.

Khi OLRvào tăng lên (trung bình khoảng 1,3 kg/m3.ngày) thì hiệu suất xử lý

tăng dần lên trong những ngày đầu chạy và duy trì ở giải hiệu suất khoảng 60 %.

Điều này phù hợp với nhận xét đánh giá ở mức tải lượng 0,5 kg/m3/ngày. Năng suất

xử lý giai đoạn này khi ổn định đạt 0,77 kg/m3/ngày.

- Với OLRvào 2,0 đến 2,41 kg/m3.ngày.

Ở mức tải lượng này, hiệu suất xử lý tiếp tục tăng lên và duy trì trong khoảng

từ 75 – 80% sau 2 tuần. Năng suất xử lý cuối gian đoạn này đạt 1,76 kg/m3/ngày.

Trong giai đoạn này quan sát được bọt khí xuất hiện khá nhiều trong cột phản ứng

chứng tỏ rằng quá trình yếm khí đã hoạt động mạnh. Điều này là do vi sinh đã dần

được thích nghi với nước thải và OLR đã phần nào đáp ứng được nhu cầu của lượng

vi sinh trong hệ.

- Với OLRvào 2,79 đến 3,78 kg/m3.ngày (trung bình 3,2).

Giai đoạn này hiệu suất xử lý tăng lên dần và sau đó dao động xung quanh

80%, năng suất xử lý trung bình khi ổn định đạt 2,46 kg/m3/ngày. Mật độ bùn tăng

lên và đạt 10 đến 12 g/L.

Lo và cs [95] đã nghiên cứu xử lý NTCNL bằng hệ UASB lai ở nhiệt độ môi

trường xung quanh, theo đó với OLRvào là 1,65 kg/m3.ngày thì hiệu suất xử lý COD

đạt trên 95%, hiệu quả loại bỏ COD giảm mạnh xuống 57% ở mức OLRvào là 3,5

kg/m3.ngày.

- Với OLRvào 4,0 đến 5,3

Giai đoạn này hệ đã dần ổn định, mật độ bùn trong cột tăng dần và duy trì ở

mức 15g/L, hiệu suất xử lý của hệ khá cao và ổn định ở khoảng 80%. Năng suất của

giai đoạn này đạt 3,6 kg/m3/ngày, nghĩa là năng suất vẫn tăng so với giai đoạn trước.

E. Foresti & cs [96] đã nghiên cứu xử lý NTCNL bằng hệ UASB ở 25oC, kết

quả là với OLRvào 4,50 kg/m3.ngày thì hiệu quả loại bỏ COD là 87%. A.Wilkie &cs

[97] đã sử dụng hệ lọc yếm khí dòng chảy xuôi ở 25oC để xử lý NTCNL, hiệu quả

loại bỏ COD đạt 52% ở mức OLRvào là 8,4 kg/m3.ngày.

Từ các kết quả nghiên cứu trên và kết quả thực nghiệm cho thấy thấy tiềm

năng xử lý của hệ vẫn có khả năng nâng cao hơn nữa khi tăng được mật độ bùn

cũng như hoạt tính của vi sinh.

- Với OLRvào 6,4 đến 8,0 kg/m3.ngày

Hiệu suất tăng dần và ổ định ở mức 82%. Mật độ bùn đạt 17 g/L. Năng suất

trung bình của giai đoạn này đạt 5,2 kg/m3/ngày, tăng 44% so với mức tải lượng 4,0

đến 5,3. So với kết quả nghiên cứu của E.Foresti & cs [96] và A.Wilkie &cs [97] thì

năng suất của hệ IC đạt được cao hơn.

- Với OLRvào 7,2 đến 9,7 kg/m3.ngày

Giống như các giai đoạn trước, giai đoạn này hiệu suất xử lý vẫn tăng dần và

đạt 81%. Giống như mức tải lượng 7,5 kg/m3/ngày, hệ hoạt động rất ổn định và đạt

năng suất 6,2 kg/m3/ngày. Mật độ bùn đạt 19 g/L.

- Với OLRvào 8,6 đến 11,7 kg/m3.ngày

Hiệu suất xử lý giai đoạn này dao động trong khoảng từ 66,1 đến 82%. Năng

suất đạt từ 6,8 đến 9,3 kg COD/m3/ngày (trung bình 7,5 kg COD/m3/ngày).

So với OLRvào 7,2 đến 9,7 kg/m3.ngày thì ở mức ở giai đoạn này hiệu suất xử

lý trung bình (theo CODtổng) giảm, tuy nhiên năng suất xử lý vẫn tăng. Mật độ bùn

giảm xuống còn 16 g/L.

- Với OLRvào 9,9 đến 13,4 kg/m3.ngày

Ở mức tải lượng này, hiệu suất xử lý có xu hướng giảm dần và dao động rất

mạnh từ 43,4 đến 71,3%. So với giai đoạn trước (OLR từ 8,6 đến 11,7 kg/m3/ngày)

thì hiệu suất giảm rất nhiều, càng về sau hiệu suất càng giảm. Năng suất xử lý trung

bình giai đoạn này đạt 6,6 kg/m3/ngày. Mật độ bùn giảm xuống còn 12,1 g/L.

So với mức OLR 8,6 đến 11,7 kg/m3/ngày thì mật độ bùn giảm đáng kể

(23,8%) và năng suất giảm (12%), nghĩa là hoạt tính của vi sinh vẫn tăng do sự

thích nghi và chọn lọc.

Tổng hợp các kết quả thí nghiệm trên ta có kết quả về mối quan hệ giữa năng

suất và hiệu suất xử lý với OLRvào đưa vào hệ và được thể hiện trên Hình 3.17 và

Hình 3.18. Các kết quả cho thấy khi tổng tải lượng hữu cơ (OLRtổng) vào hệ nằm

trong khoảng từ 7 - 10,12 kg/m3/ngày hệ hoạt động ổn định nhất, hiệu suất xử lý đạt

cao nhất đạt trên 82%, trung bình ở giai đoạn ổ định đạt 75%. Khi tải lượng vượt

qua 10 kg/m3/ngày thì giá trị NSXL và HSXL thu được giảm, tải lượng càng lên cao

giá trị NSXL càng tản mạn và độ hồi quy của đường biểu diễn mối quan hệ giữa

OLR và NSXL càng kém, hệ số hồi quy đạt khá thấp.

y = 0.7928x - 0.1071 R² = 0.9713

Năng suất kg/m3/ngày

Tải lượng hữu cơ (kg/m3/ngày)

Hình 3. 17. Mối quan hệ giữa năng suất với tải lượng COD đầu vào

HS Hiệu suất (%)

80 70 60 50 40 30 20 10 0

0 2 4 6 8 10 12

Tải lượng hữu cơ (kg/m3/ngày)

Hình 3. 18. Mối quan hệ giữa Hiệu suất xử lý với tải lượng COD đầu vào

Mức OLR này thấp hơn nhiều so với những nghiên cứu đã được công bố thử

nghiệm trên thế giới, OLR có thể chấp nhận được đối với hệ IC đã được công bố đạt

tới 20 – 30 kg/m3/ngày [4] [47] [62]. Tuy nhiên đó là trường hợp bùn hạt và SS đầu

vào rất thấp, ngay cả thiết bị hiện đại như Anaflux cũng chỉ hoạt động ở mức SS <

500 mg/L [4]. Trong trường hợp này tải lượng thấp hơn là do bùn dạng bông nên

hoạt tính bùn yếm khí trong hệ khảo sát chưa tốt bằng bùn hạt. Hơn nữa, nước thải

đầu vào thường có SS rất cao là yếu tố chính cản trở hoạt tính cũng như sự hình

thành bùn hạt trong hệ thí nghiệm mặc dù sự đảo trộn trong hệ IC thấy rất rõ bằng

mắt thường. Nước thải có hàm lượng cao SS cản trở sự phát triển của bùn hạt [40].

Hàm lượng TS là một yếu tố rất quan trọng trong thiết kế hiệu suất của thiết

bị phân hủy [98]. Với nước thải chăn nuôi lợn cần có bước thủy phân [99]. Như vậy,

để hệ hoạt động ổn định và chấp nhận được tải lượng cao như trong các hệ IC đã

công bố thì cần phải có công đoạn tiền xử lý để giảm thiểu ảnh hưởng của SS.

Trong khuôn khổ luận án này kỹ thuật tách rắn-lỏng được sử dụng. Có hai

phương án để thực hiện điều này: một là, tách loại TSS bằng những hệ lắng thông

thường có hoặc không có polymer; hai là, bố trí bổ sung hệ lọc thô, trong trường

hợp này chúng tôi sử dụng bằng vật liệu lọc nổi PU- poly urethan.

3.3.3. Kết quả thử nghiệm tách rắn-lỏng

3.3.3.1. Kết quả tách rắn lỏng bằng polymer

Thử nghiệm được tiến hành với 3 loại polymer phổ biến hiện nay là

Polyacrylamide dạng anion A101, dạng nonion N101 và dạng cation C525. Kết quả

cho thấy C525 là phù hợp nhất với quá trình đông tụ SS trong NTCNL (Hình 3.20a).

Để xác định nồng độ tối ưu của C525 cho quá trình tạo bông, thí nghiệm

được thực hiện với nồng độ C525 từ 12,5 ppm đến 125 ppm. Diễn biến sự ảnh

hưởng của nồng độ PAM C525 trong nước thải chăn nuôi lợn tới quá trình tách lỏng

– rắn được thể hiện trong Hình 3.19 và Hình 3.20b.

Kết quả cho thấy, khi tăng liều lượng C525 thì hiệu quả tách cặn lơ lửng và

chất dinh dưỡng trong nước thải cũng tăng theo. Hiệu suất tăng nhanh khi tỷ lệ về

khối lượng C525/TSS (mg C525/g TSS) từ 2 đến 12, sau đó tăng chậm tới khi tỷ lệ

khối lượng C525/TSS = 16 thì đạt cân bằng, các thí nghiệm với tỷ lệ C525/TSS lớn

hơn 16 mg/g được thực hiện không làm tăng hiệu quả tách chất rắn và chất dinh

dưỡng. Hiệu quả tách TSS tăng từ 62% đến 83% tương ứng với lượng polyme tăng

từ 2 đến 16 mg C525/g TSS, với tỷ lệ cao hơn hiệu suất loại bỏ không thay đổi.

Tương tự đối với COD, hiệu quả tách tăng nhanh từ 45 đến 73%, với TN thì hiệu

quả tách từ 21 đến 32%, với TP thì hiệu quả tách tăng từ 58 tới 80% khi tỉ lệ khối

100

% tách TSS

% tách COD

% tách N

% tách P

t ấ u s u ệ i H

0.0

5.0

10.0

20.0

25.0

30.0

15.0 mgC525/ gTSS

lượng C525/TSS đạt 16 tương ứng 1,6% tính theo gam TSS có trong nước thải.

Hình 3. 19. Hiệu quả tách rắn - lỏng sử dụng polymer C525

(a) (b)

Hình 3. 20. Thử nghiệm tạo bông với các loại polime khác nhau

Đường đồ thị của thành phần TSS và các thành phần dinh dưỡng trong Hình

3.19 có dạng tương đương nhau đã chỉ ra rằng việc loại bỏ thành phần cặn lơ lửng

trong nước thải chăn nuôi tỷ lệ thuận với việc loại bỏ thành phần chất dinh dưỡng.

Kết quả tách SS rất tốt xong nếu sử dụng kỹ thuật này thì cần phải bổ sung

hệ cấp định lượng và khuấy trộn khá phức tạp bởi polymer hòa tan rất chậm, ngoài

ra còn phải lắng xả bùn dẫn đến hệ thống sẽ rất phức tạp.

Trong thực tế ứng dụng, đế tách SS sau đông tụ các kỹ thuật có thể áp dụng

là lọc qua sân phơi bùn (trường hợp này cần diện tích rất lớn và gây mùi) hoặc sử

dụng máy (băng tải, ly tâm, trục vít) để tách rắn-lỏng. Trường hợp sử dụng máy trục

vít với kích thước sàng 0,5 mm thì hiệu quả loại bỏ SS đạt 50% - 60% tính theo

toàn quá trình [80]. Như vậy SS còn lại vẫn ở mức trên 3.000 mg/L. Để giải quyết

bài toán này chúng tôi sử dụng kỹ thuật lọc thô với vật liệu lọc là PU dạng xốp.

3.3.3.1. Kết quả tách rắn lỏng bằng lọc thô.

Thử nghiệm được tiến hành theo sơ đồ Hình 2.3. Kết quả thu được thể hiện

trong Bảng 3.15.

Trong tất cả các trường hợp sau 40 giờ thì trở lực lọc tăng từ 1 lên khoảng 50

cm, hiệu quả loại TSS đều trên 85%, khả năng lưu giữ TSS của hệ lọc nổi rất lớn và

đạt khoảng 8830 kg/m2/chu kỳ. COD hòa tan sau lọc tăng do quá trình thủy phân,

điều này có lợi cho quá trình yêm khí và các quá trình xử lý tiếp theo.

Bảng 3. 15. Kết quả tách TSS bằng bộ lọc thô

Đầu vào

Sau lọc

v

T

P

TSS

CODt

CODht

M

TSS

CODt

CODht

CODt

CODht

Stt

(h)

(m)

m/h

mg/L

m3/m2

mg/L

1 0.5 4890 6972 1249 54.5

53.0 1997 480 2238 1701

2082

452

2 0.6 3840 5240

685 52.0

50.5 2284 270 1070

802

1400

117

3 0.7 4030 5250 1080 48.0

46.5 2453 483 2017 1503

1220

423

4 0.8 1904 3150 1185 43.5 44.75 2698 184 1570 1377

1246

192

5 0.9 4570 5540 1555 45.5

36.5 2476 685 3423 2135

970

580

Chú thích:

T- Thời gian 1 chu kỳ lọc; P- Trở lực lọc; M- Lượng bùn giữ được

trong 1 chu kỳ

3.3.3.3. Kết quả vận hành hệ IC sau tách rắn lỏng bằng lọc thô.

Thực nghiệm được tiến hành với nước thải thô và nước thải sau lọc thô, chất

lượng nước đầu vào hệ IC được trình bày trong Bảng 3.15. Kết quả vận hành hệ IC

với nước thải sau tách SS bằng quá trình lọc thô cho thấy:

 Với nước sau lọc thô, hiệu quả xử lý CODtổng dao động ổn định trong

khoảng 57% đến 63% với OLRvào vào từ 7,98 đến 9,58 kg/m3/ngày (Hình

3.21). Xét cả hiệu quả của toàn hệ thống bao gồm hiệu quả của phần lọc

thô ta có kết quả trong Hình 3.22. Với OLRvào từ 11,35 đến 32,1

kg/m3.ngày thì tổng hiệu suất của cả 2 quá trình đạt từ 70 đến 90%, trong

đó phần đóng góp của lọc thô chiếm từ 15 đến 73%.

 Khi OLR tăng lên trên 10 kg/m3.ngày thì hiệu suất xử lý dao động mạnh

giống như trường hợp không lọc. Điều này là do nước sau lọc có COD

thấp (Bảng 3.22), để đạt được cùng tải lượng như khi không lọc thì lưu

lượng cấp vào phải tăng lên 2 đến 3,5 lần, khi đó tổng TSS vào hệ cũng

tăng lên 2 đến 3,5 lần (1.350 mg/L đến 2.398 mg/L) dẫn đến hiện tượng

bùn khó lắng, khó tách pha và bị rửa trôi. Về ảnh hưởng của nồng độ nitơ

trong nước thải, theo S. Astals (2018) [100] tổng nitơ (amoni và

ammoniac) trên 2000 mg/L mới ức chế hoạt động của vi khuẩn trong hệ

xử lý yếm khí.

Hình 3. 21. Diễn biến OLRlọc vào-ra và hiệu suất xử lý

Hình 3. 22. Diễn biến OLRtổng vào-ra và hiệu suất xử lý

Eeng Liangwei và Cheng Geming (2001) [101] cũng đã vận hành hệ IC thí

nghiệm để xử lý NTCNL với OLR từ 3 đến 7 kg/m3.ngày thì hiệu suất xử lý đạt

khoảng 80,3%. Sáchez và cs (2005) [102] chỉ ra rằng UASB không thích hợp để xử

lý NTCNL, mặc dù ảnh hưởng của SS đã được loại bằng cách lọc và pha loãng,

hiệu quả loại bỏ COD trong khoảng 70,6% đến 85,4%.

Tóm lại: sử dụng kỹ thuật vi sinh yếm khí tuần hoàn nội để xử lý NTCNL

cho năng suất và hiệu suất xử lý cao hơn các kỹ thuật truyền thống và cả UASB

xong để đạt được mức tải lượng như đã công bố cần có biện pháp tiền xử lý SS hoặc

chọn loại nước thải phù hợp hơn (cụ thể là SS nhỏ hơn 500 mg/L).

3.3.4. Kết quả đo lượng biogas và metan

Tổng hợp kết quả đo lượng khí biogas sinh ra được thể hiện trong Hình 3.23.

Kết quả cho thấy, hiệu suất sinh khí cũng tăng dần từ khi tải lượng đầu vào tăng dần,

giá trị tối đa đạt được là 64,6%, giá trị trung bình trong giai đoạn ổn định đạt 55%.

Phần metan (tính theo thể tích) trong biogas cũng tăng dần khi tăng tải lượng đầu,

giá trị trung bình của phần metan trong biogas là 59%. Tốc độ tăng của phần metan

trong biogas rất nhanh và sớm đạt giá trị ổn định, điều này là do thời gian nhân đôi

của methanogens hydrootrophic nhanh gấp bốn lần so với methanologen aceticlastic

[103]. Ngoài ra, nồng độ hydro tăng khi OLR tăng lên [103].

V biogas lý thuyết V biogas thực tế

Thành phần metan trong biogas (%)

) d / L ( a r

h n i s í h k g n ợ ư l

u ư L

Số lần lấy mẫu

Hình 3. 23. Lượng khí biogas và metan sinh ra theo thực nghiệm và theo lý thuyết

Theo Andreadakis (1992) [73], lượng metan sinh ra khi phân hủy sinh học

NTCNL lợn khoảng 0,32 đến 0,48 m3-CH4/kg-VS phân hủy được. Trong khi đó,

cũng với NTCNL tỷ lệ này chỉ đạt 0,20 ~ 0,35 m3-CH4/kg-CODrem [103] và tỷ lệ

metan/biogas trong trường hợp này trong khoảng 53 đến 66% (nếu lấy Vbiogas lý

thuyết là 0,538 m3/kg-CODrem). Góecki &cs (1993) [104] báo cáo rằng với OLR từ

1 đến 7 kg/m3/ngày thì lượng metan sinh ra trong bồn phản ứng kỵ khí dòng chảy

ngược là 65%, lượng CH4 sinh ra phụ thuộc vào sự phân hủy sinh học của nước thải

cần xử lý và lượng bùn được giữ lại và chuyển hóa trong hệ, và đạt khoảng 0,16 đến

0,19 m3/kg-COD.

3.4. Tính toán khả năng khuấy trộn do khí biogas sinh ra

Giả sử hệ IC có các thông số như sau: Tiết diện 1m2;

Trường hợp 1: chiều cao thiết bị 12 m; chiều cao vùng phản ứng 8 m;

Trường hợp 2: chiều cao thiết bị 20 m; chiều cao vùng phản ứng 14 m;

Từ tổng quan về các quá trình yếm khí cao tải ta thấy hầu hết các hệ thống có mức tải lượng từ 10 đến 30 kgCOD/m3/ngày và hiệu

suất chuyển hóa COD thường từ 70 đến 90% (trung bình 80%). Vì vậy, trong phần này các tính toán sẽ áp dụng mức tải lượng và hiệu suất

đó.

Bảng 3. 16. Cường độ và công suất khuấy trộn do khí biogas sinh ra

COD-CH4, kg/d 8 10 12 14 16 18 20 25

V-CH4 sinh ra khi chuyển hóa 1 kg COD, m3/kg 0,35

2,8 3,5 4,2 4,9 5,6 6,3 7 8,75 V-CH4, m3/ngày, đktc

V-biogas sinh ra khi chuyển hóa 1 kg COD, m3/kg 0,538

V-biogas, m3/ngày, đktc 4,308 5,385 6,462 7,538 8,615 9,692 10,769 13,462

Sinh khối tạo thành (VSS) khi chuyển hóa 1 kg COD, kg/kg 0,1

0,8 1 1,2 1,4 1,6 1,8 2 2,5 COD-VSS, kg/ngày

Hiệu suất chuyển hóa COD 0,8

OLRtổng, kg/ngày 11,0 13,75 16,5 19,25 22,0 24,75 27,5 34,4

86400 1 ngày, ngày = s

4,99.10-5 6.10-5 7,5.10-5 8,7.10-5 1.10-4 1.10-4 1,2.10-4 1,4.10-4 Qbiogas, m3/s

2,99 3,74 4,49 5,24 5,98 6,73 7,48 9,35

9,777 Qbiogas, L/phút Tr. lượng riêng H2O, g, 25oC, kN/m3

100,9964 pa không khí, kPascal

p vùng thu biogas, kPa 2,44425

103,4407 pa' trong pt. (2.18 a), kPa

9,777 1 m H2O chuyển kPa =

TRƯỜNG HỢP 1: H = 12; i = 1 đến 8  hi = 12,5 đến 5,5

223,21 213,43 203,65 193,88 184,10 174,32 164,55 154,77 pbiogas = (10.33+hi)*g, kPa

0,0040 0,0050 0,0059 0,0069 0,0079 0,0089 0,0099 0,0124 Pbiogas, i = 1, kW

0,0037 0,0047 0,0056 0,0065 0,0075 0,0084 0,0093 0,0117 Pbiogas, i = 2, kW

0,0035 0,0044 0,0052 0,0061 0,0070 0,0079 0,0087 0,0109 Pbiogas, i = 3, kW

0,0032 0,0040 0,0049 0,0057 0,0065 0,0073 0,0081 0,0101 Pbiogas, i = 4, kW

0,0030 0,0037 0,0045 0,0052 0,0059 0,0067 0,0074 0,0093 Pbiogas, i = 5, kW

0,0027 0,0034 0,0040 0,0047 0,0054 0,0061 0,0067 0,0084 Pbiogas, i = 6, kW

0,0024 0,0030 0,0036 0,0042 0,0048 0,0054 0,0060 0,0075 Pbiogas, i = 7, kW

0,0021 0,0026 0,0031 0,0036 0,0042 0,0047 0,0052 0,0065 Pbiogas, i = 8, kW

100

Pbiogas, trung bình, kW/m3 0,0031 0,0038 0,0046 0,0054 0,0061 0,0069 0,0077 0,0096

3,072 58,75 3,839 65,68 4,607 71,95 5,375 77,71 6,143 83,08 6,911 88,12 7,679 9,599 92,89 103,85 W/m3 𝑮̅

TRƯỜNG HỢP 2: H = 20, i = 1 đến 14  hi = 20,5 đến 7,5

301,42 291,65 281,87 272,09 262,32 252,54 242,76 232,99 pbiogas = (10.33+hi)*g, kPa

0,0007 0,0014 0,0028 0,0041 0,0055 0,0069 0,0083 0,0097 Pbiogas, i = 1, kW

0,0007 0,0013 0,0027 0,0040 0,0053 0,0067 0,0080 0,0094 Pbiogas, i = 2, kW

0,0006 0,0013 0,0026 0,0039 0,0052 0,0065 0,0078 0,0090 Pbiogas, i = 3, kW

0,0006 0,0012 0,0025 0,0037 0,0050 0,0062 0,0075 0,0087 Pbiogas, i = 4, kW

0,0006 0,0012 0,0024 0,0036 0,0048 0,0060 0,0072 0,0084 Pbiogas, i = 5, kW

0,0006 0,0012 0,0023 0,0035 0,0046 0,0058 0,0069 0,0081 Pbiogas, i = 6, kW

0,0005 0,0011 0,0022 0,0033 0,0044 0,0055 0,0066 0,0077 Pbiogas, i = 7, kW

0,0005 0,0010 0,0021 0,0031 0,0042 0,0052 0,0063 0,0073 Pbiogas, i = 8, kW

0,0005 0,0010 0,0020 0,0030 0,0040 0,0050 0,0059 0,0069 Pbiogas, i = 9, kW

0,0005 0,0009 0,0019 0,0028 0,0037 0,0047 0,0056 0,0065 Pbiogas, i = 10, kW

0,0004 0,0009 0,0017 0,0026 0,0035 0,0044 0,0052 0,0061 Pbiogas, i = 11, kW

0,0004 0,0008 0,0016 0,0024 0,0032 0,0040 0,0049 0,0057 Pbiogas, i = 12, kW

0,0004 0,0007 0,0015 0,0022 0,0030 0,0037 0,0045 0,0052 Pbiogas, i = 13, kW

0,0003 0,0007 0,0013 0,0020 0,0027 0,0034 0,0040 0,0047 Pbiogas, i = 14, kW

101

0,0009 0,0018 0,0037 0,0055 0,0074 0,0092 0,0111 0,0129 Pbiogas, trung bình, kW/m3

Quy ra W/m3 7,389 9,236 11,083 12,930 14,777 16,625 18,472 23,090

91,11 101,87 111,59 120,53 128,86 136,67 144,07 161,07 , 1/s

v khí, m/h; D110 (S = 0,00776 m2) 405 567 648 729 810 1012 Từ Qbiogas chọn tiết diện ống để được vk trong vùng K lớn (vk từ 291 đến 582 m/h), ta được: 486 324

v khí, m/h; D125 (S = 0,01045 m2) 240 421 481 601 751 301 361 541

v khí, m/h; D160, PN8 (S = 0,0181 m2) 347 434

Thay các giá trị vk, H1 = 5m, H2 = 0,7 m, S vào phương trình 3.10 ta tính được K

4,03 3,64

3,06 3,49

4,02 3,82

9,6 12,0 14,4 16,8 19,2 21,6 24,0 30,0 QN = Qk*K (QK = Vbiogas), m3/h

Động năng của dòng nước: E = m.v2/2, kg.m2/s2 = J/s =W

3,69 4,62 5,54 6,47 7,39 8,31 9,24 11,54 v nước lấy bằng 1 m/s

Vậy, W/m3 = do nước tuần hoàn khuấy 0,26 0,33 0,40 0,46 0,53 0,59 0,66 0,82

103

Kết quả tính theo Bảng 3.16 cho thấy với mức tải lượng đầu vào từ 11 đến

34,4 kgCOD/m3 và hiệu suất chuyển hóa COD đạt 80% thì lượng khí biogas sinh ra

đạt từ 2,99 đến 9,35 lít/m3/phút. Theo tiêu chuẩn Ten States của Mỹ [92] thì với khí

phân tán đều và mịn lượng khí cần để khuấy trộn trong bể điều hòa (chống lắng cặn)

cần có là 9,6 (L/m3/phút), với mức chuyển hóa tối đa trong khoảng đã xét (25 kg

COD) thì lượng khí sinh ra chỉ tiệm cận mức yêu cầu này.

Xét trường hợp 1: Với chiều cao thiết bị 12 m và chiều cao vùng phản ứng 8

m. Công suất sinh ra do dòng khí biogas là từ 3,07 đến 9,60 W/m3 (tức cần lượng

COD chuyển hóa khoảng 23 kg/m3/ngày). Trong khí đó, nhu cầu khuấy cho quá

trình khử nitrat (khuấy trộn nhẹ) cần từ 3 đến 8 W/m3 [12], khuấy trộn để chống

lắng cặn trong bể điều hòa cần 12W/m3 [12]. Như vậy, công suất khuấy trộn do khí

sinh ra ở trường hợp này chỉ tương đương với khuấy trong quá trình tạo bông và

muốn khuấy trộn mạnh hơn cần phải tăng công suất khuấy.

Xét trường hợp 2: Với chiều cao thiết bị 20 m và chiều cao vùng phản ứng

14 m, công suất sinh ra từ cùng lượng khí biogas (2,99 đến 9,35 lít/m3/phút) tăng

lên rất nhiều so với trường hợp 1 và đạt từ 7,38 đến 23,09 W. Theo Metceft &Eddy

(2014, Ch.5) [12], công suất cần thiết để khuấy trộn mạnh liên tục trong bể hiếu khí

phải đạt từ 20 đến 40 W/m3. Như vậy, với cùng mức chuyển hóa COD như nhau

(lượng khí sinh ra như nhau) thì chiều cao phản ứng đóng vai trò quyết định trong

việc khuấy trộn bằng khí tự sinh. Ngòai ra để đạt được mức khuấy trộn mạnh trong

hệ cũng cần lượng khí sinh ra đủ lớn tức là lượng COD chuyển hóa phải đủ lớn,

trong trường hợp này cần năng suất chuyển hóa cần đạt trên 20 kg/m3/ngày. Năng

lượng do dòng nước tuần hoàn chỉ chiếm 8% tổng năng lượng khuấy trộn. Năng

lượng do dòng tuần hoàn (~3,4%) là không lớn so với năng lượng của khí (~96%)

khi độ cao vùng phản ứng đủ lớn (~14m). Quá trình khuấy trộn chủ yếu được thực

hiện do khí sinh ra chuyển động đi lên, chiều cao phản ứng càng lớn thì năng lượng

khuấy trộn của cùng một lượng khí tạo ra càng lớn.

3.5. Tính thông số công nghệ hệ IC

Các giả thiết chấp nhận:

- Nguồn nước thải có lưu lượng 300, 500 và 1000 m3/ngày; hàm lượng COD

trong nước đầu vào là 4 g/L;

104

- Hiệu suất xử lý cần đạt 80%;

- Mật độ bùn vi sinh trong vùng phản ứng: 35 kg/m3;

- Hoạt tính vi sinh = 0,75 kgCOD/kgVSS/ngày;

Trường hợp 1: Tỷ lệ chiều cao/đường kính thiết bị (H/D) = 6

Trường hợp 2: Tỷ lệ chiều cao/đường kính thiết bị (H/D) = 4

Bảng 3. 17. Thông số công nghệ của hệ IC ở các năng suất xử lý khác nhau

Lưu lượng, m3/ngày 300 500 1000

Tải lượng COD, kg/ngày 1200 2000 4000

960 1600 3200 CODrem được xử lý, kg/ngày

Vbiogas sinh ra khi chuyển hóa 1 kg COD, m3/kg ở đktc = 0,538

516 861 1722 Vbiogas, m3/ngày

Lượng bùn hoạt tính cần, kg VSS 1280 2133 4267

36,57 60,95 121,90 Thể tích bùn Vbùn cần có (= 40 kg/m3), m3

36,57 60,95 121,90 Thể tích vùng giãn nở (Vgn): lấy bằng Vbùn, m3

73,14 121,9 243,8 Thể tích phản ứng tầng 1 (V1), m3

16,4 16,4 16,4 Tải thể tích tính theo V1, kg/m3/ngày

36,57 60,95 121,9 Thể tích phản ứng tầng 2 (V2): lấy bằng 1/2V1, m3

Tổng thể tích thiết bị, m3 109,7 182,9 365,7

10,94 10,94 10,94 Tải thể tích tính theo V1, kg/m3/ngày

Trường hợp 1: Tỷ lệ chiều cao/đường kính H/D: 6

 Bán kính thiết bị R, m 1,43 1,69 2,13

 Đường kính thiết bị D, m 2,86 3,39 4,27

 Chiều cao thiết bị H, m 17 20 26

Chu vi 9,0 10,6 13,4

Số bộ tách pha (2m chu vi 2 bộ) 4 5 7

Diện tích thiết bị S (m2) 6,40 9,00 14,29

--> Chiều cao phản ứng tầng 1 (0,65 H) 11,14 13,21 16,64

Chiều cao bộ tách 3 pha 1 2 3

Chiều cao lưu không kỹ thuật, m 0,3 0,3 0,3

Chiều sâu ngập nước của ống lên 4,70 4,81 5,66

Chiều cao tạo chênh áp cho dòng xuống, m 0,3 0,3 0,3

Chiều cao xả nước, m 0,6 0,6 0,6

105

Giả sử hiệu suất xử lý ngăn dưới 90% 0,9

--> lượng khí sinh ra ngăn dưới, m3/d 464,8 774,7 1549,4

Quy ra m3/h 32,3 64,6 19,4

--> Lượng khí trong mỗi ống lên, m3/h 6,07 9,64 4,32

Từ vùng vận tốc khí trong ống cho K lớn chọn đường kính ống lên

D110, PN10 (S= 0,00776 m2) 782 1242 557

D125, PN8 (S= 0,01045 m2) 922 413 581

D160, PN5 (S= 0,0181 m2) 335 239 533

Từ phương trình 3.10 ta tính được tỷ lệ lượng nước được khí kéo lên K 5,08 5,16 5,90

Tổng lượng nước đc kéo lên, m3/h 98,4 166,6 380,9

Tốc độ dâng nước (m/h):

Do dòng tuần hoàn 15,37 18,51 26,66

Do nước đầu vào 1,95 2,31 2,92

Tổng tốc độ dâng nước khoang dưới, m/h 17,32 20,82 29,58

Trường hợp 2: Tỷ lệ chiều cao/đường kính H/D = 4

Bằng cách tính tương tự với các thông số đầu vào như đã nêu, thay H/D =4 ta có các kết quả như sau:

 Bán kính thiết bị R, m 1,94 2,44 1,63

 Đường kính thiết bị D, m 3,88 4,88 3,27

 Chiều cao thiết bị H, m 16 20 13

Chu vi 12,2 15,3 10,3

Số bộ tách pha (2m chu vi 2 bộ) 6 8 5

Diện tích thiết bị S, m2 11,79 18,72 8,39

--> Chiều cao phản ứng tầng 1 (0,65 H) 10,08 12,70 8,50

--> Lượng khí trong mỗi ống lên, m3/h 6,07 9,64 4,32

Từ vùng vận tốc khí trong ống cho K lớn chọn đường kính ống lên

D110, PN10 (S= 0,00776 m2) 684 1085 486

D125, PN8 (S= 0,01045 m2) 806 361 508

D160, PN5 (S= 0,0181 m2) 293 208 465

Từ phương trình 3.10 ta tính được tỷ lệ lượng nước được khí kéo lên K 5,17 5,90 5,08

Tổng lượng nước đc kéo lên, m3/h 166,9 380,9 98,4

106

Tốc độ dâng nước (m/h):

- Do dòng tuần hoàn 11,73 14,15 20,35

- Do nước đầu vào 1,49 1,77 2,23

Tổng tốc độ dâng nước khoang dưới, m/h 13,22 15,92 22,57

Kết quả từ Bảng 3.17 cho thấy, sự tham gia của cơ cấu airlift và tỷ lệ H/D tác

động rất lớn đến tốc độ dâng nước trong hệ. Tốc độ nước dâng do dòng tuần hoàn

tạo nên chiếm trên 90% và để đạt tốc độ dâng nước cao thì tỷ lệ H/D là rất quan

trọng. Nâng cao được năng suất xử lý thì giảm được tỷ lệ H/D. Trong báo cáo mới

nhất (5/2018) được trình bày bởi Stephan Bocken (CEO của hãng Paques bv) ở Hội

thảo về “phục hồi nguồn tài nguyên” tại Brussels- Bỉ [105], các hệ IC từ những năm

1990 đến 2010 đều có chiều cao đều khoảng 20 m và đường kính tăng dần từ 3,2 m

đến 12,5 m

Từ kết quả thí nghiệm và tính toán ta có thể rút ra một số điểm cần chú ý khi

thiết kế, chế tạo hệ IC như sau:

 Với hệ IC thì chiều cao là rất quan trọng, tùy theo khả năng chế tạo và

vận hành trong thực tế mà chọn chiều cao ở mức phù hợp. Tuy nhiên, cần

phải đảm bảo một mức chiều cao nhất định để thực hiện khuấy trộn bằng

khí biogas.

 Bộ tách 3 pha có thể bao gồm nhiều bộ tách 3 pha thành phần. Mỗi bộ

tách 3 pha thành phần sẽ có ống lên riêng, diện tích mặt cắt ngang (theo

tiết diện thiết bị) cần được tính toán sao cho vửa đủ để thu được lượng

khí phù hợp với mức ngập nước cũng như chiều cao đẩy của ống lên.

 Số bộ tách pha thành phần phụ thuộc vào năng suất của thiết bị, đường

kính ống lên được lựa chọn. Ngoài ra các yếu tố liên quan đến thiết kế,

chế tạo cũng cần được quan tâm (đường kính thiết bị, tốc độ dâng

nước, . . .).

107

KẾT LUẬN, KIẾN NGHỊ

Kết luận

1) Từ kết quả xác định Ktn, đã chứng minh được phương trình (3.10)

cho các kết quả tính ngoại suy phù hợp:

(3.10)

2) Trên cơ sở số liệu thực nghiệm và sử dụng ngôn ngữ lập trình

FORTRAN đã đề xuất phương trình kinh nghiệm (3.19) phù hợp để tính K. Đây là

cơ sở để phát triển theo hướng mô hình hóa cho tương lai.

(3.19)

3) Từ K tính từ phương trình (3.10) ta tính được các đại lượng để thiết

kế hệ IC:

 Tiết diện ống lên từ lượng biogas phát sinh.

 Chiều sâu ngập nước H1 và chiều cao xả nước H2.

 Chiều cao và đường kính phù hợp để đạt K lớn cho IC.

Ba yếu tố đầu này liên hệ tương hỗ đến kết quả tính K. Trong điều kiện thí

nghiệm, tốc độ khí tối thiểu trong ống lên cần đạt với tiết diện ống lên (S) = 2,06

cm2 là 291 m/h; với S = 4,45 cm2 là 202 m/h; và với S = 15,76 cm2 là 190 m/h.

 Tốc độ nước dâng trong ngăn dưới của IC khi có dòng tuần hoàn nội.

4) Từ các kết quả định lượng khả năng khuấy trộn của khí nội sinh, dòng

tuần hoàn và kết quả tính toán các thông số thiết kế hệ IC ta có các kết luận sau:

 Năng lượng khuấy trộn P/V (W/m3) trong IC chủ yếu là do biogas tự sinh

(chiếm khoảng 96 %), vì vậy OLR khi thiết kế cần đủ lớn (khoảng 20

kg/m3/ngày).

 Ngoài ra, chiều cao thiết bị (liên quan đến H1) và chiều cao vùng phản

ứng càng lớn thì P/V càng cao. Chiều cao thiết bị cần đạt khoảng 20m ở

OLR 20 kg/m3/ngày.

108

5) Từ các kết quả nghiên cứu xử lý nước thải chăn nuôi lợn bằng hệ IC ta

có các kết luận sau:

 Hiệu suất xử lý NTCNL bằng hệ IC với bùn bông đạt được trên 80% với

tải lượng CODTổng đầu vào tới 10 kg/m3/ngày.

 NTCNL là loại nước thải có CODVSS/CODTổng cao. Ảnh hưởng của cặn lơ

lửng (SS) trong nước thải đầu vào đến sự ổn định của hệ IC là rất lớn, cần

có biện pháp tiền xử lý để giảm SS trong nước thải đầu vào.

 Tải lượng hữu cơ (~10 kg/m3/ngày) và chiều cao vùng phản ứng thấp (~2

m) dẫn đến lượng khí sinh ra từ quá trình chuyển hóa chất hữu cơ đóng

góp không nhiều vào quá trình khuấy trộn hỗn hợp phản ứng.

Kiến nghị

Để phát huy vai trò của công nghệ XLYK cao tải trong mô hình xử lý-thu hồi

“tất cả” trong tương lai, để có thể làm chủ công nghệ XLYK từ tính toán thiết kế

chế tạo tới vận hành hệ IC cần có các nghiên cứu bổ sung tiếp theo, cụ thể là:

 Nghiên cứu tạo nhanh bùn hạt và vận hành hệ thống từ bùn bông trong IC.

 Để giải quyết tốt hơn bài toán ngoại suy với những thông số đa biến có

liên hệ tương hỗ như trong nghiên cứu này cần đẩy mạnh nghiên cứu mô

hình hóa, nhất là theo hướng các mô hình thủy động lực học và pilot quy

mô lớn.

 Nghiên cứu mở rộng ứng dụng các kỹ thuật XLYK với các loại nước thải

khó đối với IC (giàu VSS, kể cả khi đồng xử lý với rác hữu cơ).

109

Danh mục các công trình đã công bố

1. Cao Thế Hà, Lê Văn Chiêu, Nguyễn Trường Quân, Nguyễn Thị Trang,

Trần Mạnh Hải, “Công nghệ yếm khí cao tải xử lý nước thải giàu hữu cơ,

một số kết quả ban đầu”. Tạp chí KH&CN 51 (3B) (2013), 183-189;

2. Trần Mạnh Hải, Nguyễn Hoài Châu, Nguyễn Triều Dương, Cao Thế Hà,

Nguyễn Việt Hà, Trần Đức Dự “Tổng quan về kỹ thuật yếm khí cao tải

trong xử lý nước thải” Tạp chí KH&CN Việt Nam, tập 1, số 1 (2015), 26-

31;

3. Trần Mạnh Hải, Nguyễn Triều Dương, Cao Thế Hà, Lê Văn Chiêu,

Nguyễn Trường Quân, Nguyễn Việt Hà,, Vũ Ngọc Duy, Võ Thị Thanh

Tâm, “Vai trò công tác đánh giá chất lượng nước thải chăn nuôi lợn trong

việc xác định công nghệ xử lý”. Tạp chí KH&CN Việt Nam, tập 1, số 4

(2015), p.50-54;

4. Trần Mạnh Hải, Nguyễn Văn Quang, Trần Đức Dự, Đỗ Hải Yến, “Xác

định polyacryamide thích hợp để tách pha lỏng – rắn trong xử lý nước thải

chăn nuôi lợn”; Tạp chí Khoa học ĐHQGHN, tập 32, số 3 (2016), 285 –

290;

5. Cao Thế Hà, Vũ Ngọc Duy, Nguyễn Thị An Hằng, Nguyễn Trường Quân,

Cao Thế Anh, Trần Mạnh Hải, Fukushi, H.Katayama, “Hiện trạng công

nghệ xử lý nước thải theo hướng phát triển bền vững”; Tạp chí KH&CN

Việt Nam, tập 61, số 1 (2019), p.50-57;

110

Tài liệu tham khảo

[1] Xing Chuan-hong, WWT Practice: a Perspective, Rep. ASTS Bangk., vol. 100

Years of Biol, 2008.

[2] L.W. Hulshoff Pol, H. Euler, S. Schroth, T. Wittur & D. Grohganz, GTZ

sectoral project ‘Promotion of anaerobic technology for the treatment of

municipal and industrial wastes and wastewater, pp. 27–30, 1998.

[3] David Tshilumba Mutombo, Internal Circulation Reactor: Pushing the Limits of

Anaerobic Industrial Effluents Treatment Technologies, vol. In Proceedings of

the 2004 Water Institute of Southern Africa (WISA), no. Biennial Conference,

Cape Town, South Africa, pp. 608–616, 2004.

[4] J. B. van Lier, F. P. van der Zee, C. T. M. J. Frijters, M. E. Ersahin, Celebrating

40 years anaerobic sludge bed reactors for industrial wastewater treatment,

Rev. Environ. Sci. Biotechnol., vol. 14, No. 4, pp. 681–702, 2015.

[5] Adrianus Van Haandel and Jeroen Van Der Lubbe, Handbook of Biological

Wastewater Treatment, IWA Publ., p. 77Opp, 2012.

[6] T. Abbasi, S. M. Tauseef, and S. A. Abbasi, A Brief History of Anaerobic

Digestion and Biogas, in Biogas Energy, New York, NY: Springer New York,

2012, pp. 11–23.

[7] F. Humanik et al., Anaerobic digestion of animal manure, epa.gov, 2007.

[8] W. Gujer, A.J.B. Zehnder, Conversion processes in anaerobic digestion, Wat

Sci Technol, vol. 15, no. 8–9, pp. 127–167, 1983.

[9] D.J. Batstone, J. Keller, J. P. Steyer, A Review of ADM1 Extensions,

Applications, and Analysis: 2002-2005, Water Sci Technol, vol. 54, no. 4, pp.

1–10, 2006.

[10] M. Henze, Ed., Biological wastewater treatment: principles, modelling and

design. London: IWA Pub, 2008.

[11] P.L. McCarty, One Hundred Years of Anaerobic Treatment, in D. E. Hughes

et al. (eds.). Anaerobic Digestion 1981, Amsterdam: Elsevier Biomedical Press.

[12] G. Tchobanoglous et al., Eds., Wastewater engineering: treatment and

resource recovery, Fifth edition. New York, NY: McGraw-Hill Education, 2014.

111

[13] G. Lettinga, A.F.M.V. Velsen, S.W. Hobma, W.J. devZeeuw, A. Klapwijk,

Use of the Upflow Sludge Blanket (USB) reactor concept for biological

wastewater treatment, Biotech Bioeng, vol. 22, pp. 699–734, 1980.

[14] G. Lettingga, Chapter 1: The Route of Anaerobic Waste(Water) Treatment

toward Global Acceptance, in Environmental Anaerobic Technology:

Applications and New Developments, Imperial College Press, 2010.

[15] A. Noyola, G. Mereno, Granulation production from raw waste activated

sludge, Wat Sci Technol, vol. 30, pp. 339–346, 1994.

[16] J.A. Fitzpatrick, G.D. Roam, B.T. You, Anaerobic microbial aggregation

and model development of a UASBR, Symp. Anaerob. Dig., pp. 15–18, 1989.

[17] L.W. Hulshoff Pol, The Phenomenon of Granulation of Anaerobic Sludge.

The Netherlands: Agricultural University of Wageningen, 1989.

[18] L.W. Hulshoff Pol, K. Heijnekamp, G. Lettinga, The selection pressure as a

driving force behind the granulation of anaerobic sludge, in Granular

Ananerobic Sludge: Microbiology and Technology, G. Lettinga, A.J.B. Zehnder,

J.T.C. Grotenhuis, L.W. Hulshoff Pol., The Netherlands, 1988, pp. 153–161.

[19] J.H.F. Pereboom, T.L.F.M Vereijken, Methanogenic granule development in

full scale internal circulation reactors, Wat Sci Technol, vol. 30, pp. 9–21, 1994.

[20] K.C. Teo, H.L. Xu, J.H. Tay, Molecular mechanism of granulation. II:

Proton translocating activity, J Env. Eng, vol. 126, pp. 411–417, 2000.

[21] H.Q. Yu, J.H. Tay, H.H.P Fang, The role of calcium in sludge granulation

during UASB reactor start-up, Wat Res, vol. 35, pp. 1052–1060, 2001.

[22] T. Rudd, R.M. Sterritt, J.N. Lester, Complexation of heavy metals by

extracellular polymers in the activated sludge process, J Wat Pollut Control Fed,

vol. 56, pp. 1260–1268, 1984.

[23] J.E. Schmidt, B.K. Ahring, Granular sludge formation in upflow anaerobic

sludge blanket (UASB) reactors, Biotechnol Bioeng, vol. 49, pp. 229–246, 1996.

[24] K.Y. Show, J.H. Tay, L. Yang, Y. Wang, C.H., Effects of stressed loading on

startup and granulation in upflow anaerobic sludge blanket reactors, J Env.

Eng ASCE, vol. 130, no. 7, pp. 743–750, 2004a.

112

[25] K.Y. Show, Y. Wang, S.F. Foong, J.H. Tay, Accelerated start-up and

enhanced granulation in upflow anaerobic sludge blanket reactors, Wat Res,

vol. 38, no. 9, pp. 2293–2304, 2004b.

[26] Y. Wang, S.K. Show, J.H. Tay, K.H. Sim, Effects of cationic polymer on

start-up and granulation in UASB reactors, Chem Technol Biotechnol, vol. 79,

no. 3, pp. 219–228, 2004.

[27] J. Wilschut và D. Hoekstra, Membrane fusion: From liposome to biological

membrane, Trend Biochem Sci, vol. 9, pp. 479–483, 1984.

[28] P.G. Rouxhet, N. Mozes, Physical chemistry of the interaction between

attached microorganisms and their support, Wat Sci Technol, vol. 22, pp. 1–16,

1990.

[29] Thing about bacterial populations as multicellular organisms, Annu Rev

Microbiol, vol. 52, pp. 81–104, 1998.

[30] F.A. MacLeod, S.R. Guiot, J.W. Costerton, Layered structure of bacterial

aggregates produced in an upflow anaerobic sludge bed and filter reactor, Appl

Env. Microbiol, vol. 56, pp. 1598–1607, 1990.

[31] S.R. Guiot, S.S. Gorur, D. Bourque, R. Samson, Metal effect on microbial

aggregation during upflow anaerobic sludge bed-filter (UBF) reactor start-up,

in Granular Ananerobic Sludge: Microbiology and Technology, G. Lettinga,

A.J.B. Zehnder, J.T.C. Grotenhuis, L.W. Hulshoff Pol., The Netherlands:

Wageningen, 1988, pp. 187–194.

[32] H.C. Dubourgier, G. Prensier, G. Albagnac, Structure and microbial

activities of granular anaerobic sludge, in Granular Anaerobic Sludge:

Microbiology and Technology, Netherlands: Pudoc Wageningen, 1987, pp. 18–

33.

[33] J.W. Morgan, L.M. Evison, C.F. Forster, Internal architecture of anaerobic

sludge granules, J Chem Technol Biotechnol, vol. 50, pp. 211–226, 1991a.

[34] J.W. Morgan, L.M. Evison, C.F. Forster, Upflow sludge blanket reactors:

The effect of bio-supplements on performance and granulation, J Chem Technol

Biotechnol, vol. 52, pp. 243–255, 1991b.

113

[35] Yu Liu, Joo-Hwa Tay, State of the art of biogranulation technology for

wastewater treatment, Biotechnol. Adv., vol. 22, pp. 533–563, 2004.

[36] G.J. Schroepfer, W.J. Fullen, A.S.Johnson, N.R. Ziemke, J.J. Anderson, The

anaerobic contact process as applied to packinghouse wastes, Sew Ind Wastes,

vol. 27 (4), pp. 460–486, 1955.

[37] J.B. van Lier, High-rate anaerobic wastewater treatment: diversifying from

end-of-the-pipe treatment to resource oriented techniques, Water Sci Technol,

vol. 57 (8), pp. 1137–1148, 2008.

[38] R.E Speece, Anaerobic biotechnology for industrial wastewaters, Archae

Press USA, 1996.

[39] B.E. Rittmann, P.L. McCarty, Environmental biotechnology: principles and

applications. McGraw-Hill, New York, 2001.

[40] P.A. Alphenaar, Anaerobic granular sludge: characterization and factors

affecting its functioning, PhD thesis, G. Lettinga (promotor), Department of

Environmental Technology, Agricultural University, Wageningen, The

Netherlands., 1994.

[41] K.Y. Show, Factors Affecting Anaerobic, in Granulation Biogranulation

technologies for watewater treatment, Elsevier Ltd, 2006.

[42] J.R. Banu, S. Kaliappan, I.T. Yeom, Treatment of domestic wastewater using

upflow anaerobic sludge blanket reactor, Int J Env. Sci Technol, vol. 4, no. 3,

pp. 363–370, 2007.

[43] S.J. Heijnen, A. Mulder, R. Weltevrede, P.H. Hols, H. L. J. M. van Leeuwen,

Large-scale anaerobic/aerobic treatment of complex industrial wastewater

using immobilized biomass in fluidized bed and air-lift suspension reactors,

Chem Eng Technol, vol. 13, no. 1, pp. 202–208, 1999.

[44] R. Moletta, Y. Escoffier, F. Frédéric Ehlinger, J.P. Coudert, J. P. Leyris,

“On-line automatic control system for monitoring an anaerobic fluidized-bed

reactor: response to organic overload,” Water Sci Technol, vol. 30, no. 12, pp.

11–20, 1994.

114

[45] F. Ehlinger, Anaerobic biological fluidized beds: operating experiences in

France, in 7th international symposium on anaerobic digestion, Cape Town,

South Africa, 1994.

[46] T. C. Holst, A. Truc, R. Pujol, Anaerobic fluidised beds: ten years of

industrial experience, Water Sci Technol, vol. 36, no. 6–7, pp. 415–422, 1997.

[47] W. Bischofsberger et al., Eds., Anaerobtechnik, 2., vollst. überarb. Aufl.

Berlin: Springer, 2005.

[48] C. Nicolella, M. C. M. van Loosdrecht, and S. J. Heijnen, Particle-based

biofilm reactor technology, Trends Biotechnol., vol. 18, no. 7, pp. 312–320, Jul.

2000.

[49] L. Seghezzo et al, A review: the anaerobic treatment of sewage in UASB and

EGSB reactors, Biores Technol, vol. 65, pp. 175–190, 1998.

[50] G. R. Zoutberg, R. Frankin, Anaerobic treatment of chemical and brewery

waste water with a new type of anaerobic reactor; the biobed EGSB reactor,

Water Sci Technol, vol. 34, no. 5–6, pp. 375–381, 1996.

[51] G. R. Zoutberg, P. De Been, The Biobed EGSB (expanded granular sludge

bed) system covers shortcomings of the upflow anaerobic sludge blanket reactor

in the chemical industry, Water Sci Technol, vol. 34, no. 10, pp. 183–188, 1997.

[52] C.T.M.J. Frijters, R.H. Vos , G. Scheffer, R. Mulder, Decolorizing and

detoxifying textile wastewater, containing both soluble and insoluble dyes, in a

full scale combined anaerobic/aerobic system, Water Res, vol. 40, no. 6, pp.

1249–1257, 2006.

[53] H. H. P. Fang, Environmental anaerobic technology: applications and new

developments. London; Singapore; Hackensack, N.J.: Imperial College Press ;

Distributed by World Scientific Pub., 2010.

[54] S.H.J Vellinga, Anaerobic purification equipment for waste water, US Patent

No. 4609460, 1986.

[55] Y. Chisti, Pneumatically agitated bioreactors in industrial and

environmental bioprocessing: Hydrodynamics, hydraulics, and transport

phenomena, Appl. Mech. Rev., vol. 51, pp. 33– 112, 1998.

115

[56] M.H. Siegel and C.W. Robinson, Applications of airlift gas–liquid–solid

reactors in biotechnology, Chem. Eng. Sci., vol. 47, pp. 3215 – 3229, 1992.

[57] M. Y. Chisti, Airlift bioreactors. London ; New York: Elsevier Applied

Science, 1989.

[58] J.C. Merchuk, Why use air-lift bioreactors?, Trends Biotechnol., vol. 8, pp.

66 – 71, 1990.

[59] J.J. Heijnen, J. Hols, R.G.J.M. van der Lans, H.L.J.M. van Leeuwen, A

simple hydrodynamic model for the liquid circulation velocity in a full scale two

and three internal airlift reactor operating in the gas recirculation regime,

Chem. Eng. Sci., vol. 52, pp. 2527 – 2540, 1997.

[60] J.C. Merchuk, Airlift bioreactors: Review of recent advances, Can. J. Chem.

Eng., vol. 81, pp. 324 – 337, 2003.

[61] J.J. Zhong, Bioreactor Engineering, in Comprehensive Biotechnology, 2nd

Edition, Murray Moo-Young., Elsevier, 2011.

[62] R.J. Frankin, Full-scale experiences with anaerobic treatment of industrial

wastewater, Wat Sci Tech, vol. 44, no. 8, pp. 1–6, 2001.

[63] Willie Driessen, Anaerobic Treatment with BIOPAQ®, Rep. 19th Eur.

Biosolids Org. Resour. Conf. UK, 2014.

[64] J.B. van Lier, N. Mahmoud and G. Zeeman, Anaerobic Wastewater

Treatment, in Biological Wastewater Treatment, London, UK: IWA Publishing,

2008.

[65] J. C. Crittenden, R. R. Trussell, D. W. Hand, K. J. Howe, and G.

Tchobanoglous, MWH’s Water Treatment: Principles and Design. Hoboken, NJ,

USA: John Wiley & Sons, Inc., 2012.

[66] N.T. Viet, Sustainable treatment of rubber latex processing wastewater: the

UASB – system combined with aerobic post–treatment. Wageningen University,

The Netherlands, 1999.

[67] Nguyễn Phước Hòa, Nghiên cứu biến động các thành phần hữu cơ trong

nước thải công nghiệp chế biến thủy sản và mô hình xử lý, Viện TNMT, ĐHQG

tp.HCM, 2007.

116

[68] Dương Thu Hằng, Nghiên cứu xử lý nước thải cơ sở giết mổ gia súc bằng

công nghệ xử lý sinh học kỵ khí kết hợp màng vi lọc (AnMBR), Đề tài tp. Hà Nội

01C-09/01-2013-2.

[69] Nguyễn Thị Thanh Mỹ, Nghiên cứu ứng dụng hệ thống lọc sinh học kỵ khí

kết hợp bể sinh học màng nhúng chìm (SMBR) xử lý nước thải trạm ép rác trung

chuyển, Bộ GDĐT C2013-24-02.

[70] Lê Đức Trung, Lê Thị Quỳnh Trâm, Xử lý màu và COD trong nước thải dệt

nhuộm bằng mô hình công nghệ sinh học kỵ khí hai giai đoạn, Tạp Chí KHCN,

vol. 50, no. 4, 2012.

[71] H.Th. Hiệp, Nghiên cứu khả năng xử lý nước thải tinh bột khoai mì bằng

công nghệ Hybrid UASB - lọc kỵ khí, ĐHBK tp.HCM, 2008.

[72] Ng.Th.Ph. Yến, Nghiên cứu hiệu quả xử lý nước thải tinh bột khoai mì trên

mô hình kỵ khí ABR và EGSB, ĐHBK tp.HCM, 2010.

[73] A.D. Andreadakis, Anaerobic digestion of piggery wastes, Water Sci

Technol, vol. 25, no. 1, pp. 9–16, 1992.

[74] Agricultural Wastes and Water, Air, and Animal Resources in Agricultural

Waste Management Field Handbook, United States Department of Agriculture.,

2012.

[75] Bùi Hữu Đoàn; Ng. Xuân Trạch và Vũ Đình Tôn, Quản lí chất thải chăn

nuôi. NXB NN, 2011.

[76] Trương Thanh Cảnh, Kiểm soát ô nhiễm môi trường và sử dụng kinh tế chất

thải chăn nuôi. NXB KHKT HN, 2010.

[77] E.P. Taiganides, Pig Waste Management and Recycling: the Singapore

experience, Ottawa, Ontario, Canada, IDRC, 1992.

[78] Liangwei Deng, Changda Cai, Ziai Chen, The treatment of pig slurry by a

full-scale Anaerobic-Adding Raw Wastewater-Intermittent Aeration (AnaRWIA)

Process, Biosyst. Eng., vol. 98, pp. 327– 334, 2007.

[79] Biological nutrient removal in a full scale sequencing batch reactor treating

pig slurry. FAO EU Cooperative Research Network, Recycling of Agricultural,

Municipal and Industrial Residues in Agriculture - Proceedings of the 10th

117

International Conference of the RAMIRAN Network,” Štrbské High Tatras

Slovak Repub., pp. 391–395, 2002.

[80] Trần Mạnh Hải, Báo cáo tổng kết đề tài, Nghiên cứu xây dựng mô hình xử lý

nước thải chăn nuôi lợn sử dụng kỹ thuật tách rắn-lỏng tại trang trại, Viện

Công nghệ môi trường, 2016.

[81] Trần Văn Tựa & cs: Báo cáo tổng kết đề tài, Nghiên cứu và ứng dụng công

nghệ tiên tiến phù hợp với điều kiện Việt Nam để xử lý ô nhiễm môi trường kết

hợp với tận dụng chất thải của các trang trại chăn nuôi lợn; mã số KC

08.04/11-15, Viện Công nghệ môi trường, 2015.

[82] L. S. Clesceri, American Public Health Association, American Water Works

Association, and Water Pollution Control Federation, Eds., Standard methods:

for the examination of water and wastewater, 20. ed. Washington: American

Public Health Ass, 1998.

[83] Kiểm soát và đánh giá việc phân tích-so sánh SD và SRD, HACH Vietnam,

19-Apr-2011.

[84] Erlon Lopes Pereira, Cláudio Milton Montenegro Campos and Fabrício

Moterani, Physical-chemical and operational performance of an anaerobic

baffled reactor (ABR) treating swine wastewater, Acta Sci. Technol., vol. 32, no.

4, pp. 399–405, 2010.

[85] C. H. Pham, J. M. Triolo , T. T. T. Cu, L. Pedersen and S. G. Sommer,

Validation and Recommendation of Methods to Measure Biogas Production

Potential of Animal Manure, Asian Australas J Anim Sci, vol. 26, no. 6, pp.

864–873, 2013.

[86] A. Rozzi, and E. Remigi, Methods of assessing microbial activity and

inhibition under anaerobic conditions: a literature review, Rev Env. Sci

Biotechnol, vol. 3, pp. 93–115, 2004.

[87] R. Rozendal, Harnessing the wonders of the microbial world to solve

environmental problems; Report at Symposim ‘Understanding Microbial

Communities - Developing the Potential Isaac Newton Institute Open for

Business Event,” Isaac Newton Inst., 2014.

118

[88] Nguyễn Minh Tuyển, Bơm quạt máy nén trong công nghệ. NXB Xây dựng,

2005.

[89] Nguyễn Bin, Các quá trình, thiết bị trong công nghệ hoá chất và thực phẩm,

vol. 1. NXB KHKT, 2004.

[90] J.F.Swindells, C.F. Snyder, R.C. Hardy and P.E. Golden, Viscosities of

sucrose solutions at various tempratures: Tables of recalculated values, US Dep.

Commer., 1958.

[91] R. Wongnoi and C. Phalakornkule, Efficiency Enhancement of Up-flow

Anaerobic Sludge Bed (UASB) by a Modified Three-phase Separation, J Energy

Env, vol. 7, no. 3, pp. 378–386, 2006.

[92] S. Chelliapan, T. Wilby, and P. J. Sallis, Performance of an up-flow

anaerobic stage reactor (UASR) in the treatment of pharmaceutical wastewater

containing macrolide antibiotics, Water Res., vol. 40, no. 3, pp. 507–516, 2006.

[93] J. B. Van Lier, J. L. Sanz Martin, and G. Lettinga, Effect of temperature on

the anaerobic thermophilic conversion of volatile fatty acids by dispersed and

granular sludge, Water Res., vol. 30, no. 1, pp. 199–207, 1996.

[94] G. Lettinga, L. Hulhoff-Pol, UASB-Process Design for Various Types of

Wastewaters. Water Science and Technology, IWA Publ., vol. 24, pp. 87–107,

1991.

[95] K.V. Lo, P.H. Liao, Y.C Gao, Anaerobic treatment of swine wastewater

using hybrid UASB reactors, Bioresour. Technol, vol. 47, no. 2, p. 1531157,

1994.

[96] E. Foresti, R.A. de Oliveira, Anaerobic treatment of piggery wastewater in

UASB reactors. The 7th International Symposium on Agriculture and Food

Processing Wastes, Chic. Ill., 1995.

[97] A. Wilkie, E. Colleran, Pilot-scale digestion of pig slurry supernatant using

an upflow anaerobic filter, Envion Technol Lett, vol. 7, p. 65~76, 1986.

[98] D.P. Chynoweth, A.C. Wilkie, J.M. Owens, Anaerobic treatment of piggery

slurry– review, Asian Austral J Anim, vol. 12, pp. 607–628, 1999.

119

[99] A.R. Andara, J.M.L. Esteban, Kinetic study of the anaerobic digestion of the

solid fraction of piggery slurries, Biomass Bioenerg, vol. 17, no. 5, pp. 435–443,

1999.

[100] S. Astals, M. Peces, D. J. Batstone, P. D. Jensen, and S. Tait, Characterising

and modelling free ammonia and ammonium inhibition in anaerobic systems,

Water Res., vol. 143, pp. 127–135, Oct. 2018.

[101] Treatment of Pig Wastewater Using Internal circulation Reactor, China

Biogas, vol. 19, no. 2, pp. 12–15, 2001.

[102] E. Sánchez, R. Borja, L. Travieso, A. Martín, MF. Colmenarejo, Effect of

organic lading rate on the stability, operational parameters and performance of

a secondary upflow anaerobic sludge bed reactor treating piggery waste,

Bioresour. Technol, vol. 96, no. 3, pp. 335–344, 2005.

[103] Seung Joo Lim, Swine wastewater treatment by the static granular bed

reactor, Iowa State University, 2008.

[104] J. Górecki, G. Bortone, A. Tilche, Anaerobic treatment of the centrifuged

solid fraction of piggery wastewater in an inclined plug flow reactor, Water Sci

Technol, vol. 28, no. 2, pp. 107–114, 1993.

[105] Stephan Bocken, Experiencesin thecommercializationof innovativewaste

water technologies, vol. Report at Revitalising Resources, Brussels, May 2018.

120

PHỤ LỤC 1

KẾT QUẢ THÍ NGHIỆM VÀ TÍNH K

121

Bảng 3. 18. Giá trị của Ktn=QN/QK, Ktính theo phương trình 3.10 và sai số (%)

1 1,5 2 2,5 3,5 4 4,5 5 3 QA (lít/phút)

291 437 582 728 1019 1165 1311 1456 874 QA/S (m/h)

H1 H2 Q nước

2850 500 3700 5200 6500 7000 8000 8700 9000 9600 10000 QN

3,70 3,47 3,25 2,80 2,67 2,49 2,25 2,13 2,00 Ktn

3,515 2,419 2,235 2,076 1,937 1,815 K tính 2,886 2,633 3,181

-5,00 -8,25 -11,21 -5,95 -9,30 -10,10 -7,74 -9,20 -9,24 % sai số

2850 400 4450 6400 7550 8150 9000 9800 10000 10200 10800

4,45 3,00 2,80 2,50 2,27 2,16 Ktn 4,27 3,78 3,26

4,16 3,67 3,28 2,96 2,70 2,48 2,29 2,13 1,99 K tính

-6,61 -9,20 -13,91 -13,12 -10,08 -11,48 -8,30 -5,90 -7,69 % sai số

2850 300 5000 6700 8100 8800 9600 10200 10600 10800 11300

5,00 3,20 2,91 2,65 2,40 2,26 Ktn 4,47 4,05 3,52

4,96 4,23 3,70 3,29 2,96 2,70 2,48 2,29 2,14 K tính

-0,78 -5,21 -8,73 -6,65 -7,45 -7,42 -6,44 -4,40 -5,51 % sai số

2850 200 6250 7800 8900 9600 10100 10800 11100 11700 11900

122

1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 QA (lít/phút)

291 437 582 728 874 1019 1165 1311 1456 QA/S (m/h)

6,25 3,37 3,09 2,78 2,60 2,38 Ktn 5,20 4,45 3,84

5,99 4,90 4,18 3,65 3,25 2,94 2,68 2,47 2,29 K tính

-4,15 -5,72 -6,15 -4,87 -3,32 -4,72 -3,28 -4,99 -3,82 % sai số

2850 100 10200 10600 11200 11900 12200 12400 12700 7200 8800

7,20 3,73 3,40 3,05 2,76 2,54 Ktn 5,87 5,10 4,24

7,26 5,68 4,72 4,06 3,58 3,21 2,91 2,66 2,46 K tính

0,80 -3,21 -7,48 -4,21 -4,15 -5,73 -4,71 -3,43 -3,33 % sai số

2750 500 3400 4900 6100 6800 7800 8400 8700 9000 9600

3,40 3,27 3,05 2,72 2,60 2,40 2,18 2,00 1,92 Ktn

3,45 3,14 2,87 2,63 2,43 2,25 2,09 1,96 1,84 K tính

1,43 -3,78 -5,96 -3,31 -6,73 -6,31 -3,68 -1,98 -4,08 % sai số

4900 6400 7900 8400 9200 9850 10200 10500 11000 2750 300

4,90 4,27 3,95 3,36 3,07 2,81 2,55 2,33 2,20 Ktn

4,87 4,17 3,65 3,25 2,93 2,67 2,46 2,27 2,12 K tính

-0,60 -2,23 -7,60 -3,31 -4,43 -5,05 -3,65 -2,52 -3,73 % sai số

2800 4400 6000 6600 7600 8300 8700 8900 9400 2650 500

123

1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 QA (lít/phút)

291 437 582 728 874 1019 1165 1311 1456 QA/S (m/h)

2,80 2,53 2,37 2,18 1,98 1,88 Ktn 3,00 2,93 2,64

2,81 3,36 3,07 K tính 2,58 2,39 2,21 2,07 1,93 1,82

-6,29 19,98 4,75 % sai số -2,15 -5,83 -6,62 -5,05 -2,21 -3,29

6700 2650 400 3450 5400 7300 8300 9200 9300 9700 10000

3,45 2,77 2,63 2,33 2,16 2,00 Ktn 3,35 3,60 2,92

3,17 3,97 3,54 K tính 2,87 2,63 2,42 2,24 2,09 1,95

-5,28 15,08 -1,78 % sai số -1,57 -5,08 -8,03 -3,67 -3,22 -2,39

7700 2650 300 4700 6400 8500 9000 9800 10000 10600 10700

4,70 3,00 2,80 2,50 2,36 2,14 Ktn 3,85 4,27 3,40

3,60 4,78 4,11 K tính 3,21 2,90 2,64 2,43 2,25 2,10

-6,49 1,62 -3,77 % sai số -5,61 -3,39 -5,55 -2,68 -4,33 -1,91

8600 2650 200 5900 7500 9200 9800 10400 10800 11300 11700

5,90 3,27 2,97 2,70 2,51 2,34 Ktn 4,30 5,00 3,68

4,10 5,83 4,80 K tính 3,59 3,20 2,90 2,65 2,44 2,26

-4,71 -1,22 -4,10 % sai số -2,42 -1,92 -2,51 -1,99 -2,95 -3,44

9800 7200 8800 2650 100 10500 11100 11600 12200 12600 12800

124

1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 QA (lít/phút)

291 437 582 728 874 1019 1165 1311 1456 QA/S (m/h)

7,20 3,70 3,31 3,05 2,80 2,56 Ktn 4,90 4,20 5,87

4,66 4,02 7,15 5,61 K tính 3,54 3,17 2,88 2,64 2,43

-4,80 -4,32 -0,75 -4,44 % sai số -4,25 -4,22 -5,59 -5,81 -4,93

5800 6400 2550 500 2900 4400 7400 8000 8400 8750 9300

2,90 2,47 2,29 2,10 1,94 1,86 Ktn 2,90 2,56 2,93

2,99 2,74 3,60 3,28 K tính 2,53 2,35 2,19 2,05 1,92

3,16 7,17 24,06 11,77 % sai số 2,59 2,68 4,17 5,32 3,47

5600 6250 2450 500 1800 4000 7100 7700 8100 8500 9000

1,80 2,37 2,20 2,03 1,89 1,80 Ktn 2,80 2,50 2,67

2,69 2,48 3,17 2,92 K tính 2,30 2,14 2,00 1,88 1,77

-3,92 -0,70 76,29 9,64 % sai số -2,81 -2,69 -1,20 -0,64 -1,85

6450 7600 2450 400 3650 5400 8300 9000 9300 9600 10000

3,65 2,77 2,57 2,33 2,13 2,00 Ktn 3,23 3,04 3,60

3,06 2,78 3,77 3,39 K tính 2,55 2,35 2,18 2,03 1,90

-5,27 -8,61 3,31 -5,96 % sai số -7,98 -8,66 -6,24 -4,69 -4,75

7600 8500 2450 300 4600 6200 9100 9800 9900 10400 10800

125

1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 QA (lít/phút)

291 437 582 728 874 1019 1165 1311 1456 QA/S (m/h)

4,60 3,03 2,80 2,48 2,31 2,16 Ktn 3,80 3,40 4,13

3,49 3,12 4,57 3,96 K tính 2,83 2,58 2,38 2,21 2,06

-8,11 -8,15 -0,57 -4,13 % sai số -6,81 -7,72 -3,83 -4,51 -4,75

8600 9200 5600 7300 2450 200 9900 10500 10700 11100 11450

5,60 3,30 3,00 2,68 2,47 2,29 Ktn 4,30 3,68 4,87

4,01 3,52 5,65 4,67 K tính 3,15 2,85 2,60 2,40 2,23

-6,81 0,81 -3,97 % sai số -4,36 -4,70 -5,11 -2,70 -2,76 -2,84

9600 7200 8900 2450 100 10100 10800 11300 12000 12100 12400

7,20 3,60 3,23 3,00 2,69 2,48 Ktn 4,80 4,04 5,93

4,60 3,97 7,02 5,52 K tính 3,50 3,14 2,85 2,61 2,41

-4,12 -1,77 -2,53 -6,93 % sai số -2,75 -2,79 -5,07 -2,97 -2,90

5400 6100 2600 4100 2250 500 6700 7400 7800 8100 8450

2,60 2,23 2,11 1,95 1,80 1,69 Ktn 2,70 2,44 2,73

2,56 2,37 2,98 2,76 K tính 2,21 2,06 1,93 1,81 1,71

-5,27 -2,82 14,46 1,08 % sai số -1,25 -2,64 -1,12 0,68 1,11

6200 7000 3300 4900 2250 400 7600 8300 8700 9000 9600

126

1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 QA (lít/phút)

291 437 582 728 874 1019 1165 1311 1456 QA/S (m/h)

3,30 2,53 2,37 2,18 2,00 1,92 Ktn 3,10 2,80 3,27

2,92 2,67 3,56 3,22 K tính 2,46 2,27 2,11 1,97 1,85

-5,68 -4,61 7,77 -1,41 % sai số -3,06 -4,22 -2,89 -1,34 -3,59

7100 8000 2250 300 4200 6000 8600 9400 9800 10200 10800

4,20 2,87 2,69 2,45 2,27 2,16 Ktn 3,55 3,20 4,00

3,37 3,02 4,35 3,80 K tính 2,75 2,51 2,32 2,15 2,01

-5,08 -5,47 3,61 -4,92 % sai số -4,23 -6,38 -5,32 -4,99 -6,96

8200 9100 2250 200 5400 7000 9700 10500 10800 11200 11400

5,40 3,23 3,00 2,70 2,49 2,28 Ktn 4,10 3,64 4,67

3,90 3,44 5,44 4,53 K tính 3,08 2,79 2,55 2,35 2,18

-4,78 0,73 -2,82 % sai số -5,56 -4,83 -7,04 -5,47 -5,42 -4,17

9600 7100 8350 2250 100 10400 11200 11650 12000 12200 12600

7,10 3,73 3,33 3,00 2,71 2,52 Ktn 4,80 4,16 5,57

4,53 3,91 6,87 5,42 K tính 3,45 3,10 2,81 2,58 2,38

-5,65 -6,01 -3,25 -2,56 % sai số -7,54 -6,98 -6,31 -5,00 -5,64

5200 6000 2200 3900 2050 500 6700 7500 7800 8100 8500

127

1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 QA (lít/phút)

291 437 582 728 874 1019 1165 1311 1456 QA/S (m/h)

2,20 2,23 2,14 1,95 1,80 1,70 Ktn 2,60 2,60 2,40

2,77 2,59 2,41 2,25 2,10 1,97 1,85 1,74 1,64 K tính

25,81 -0,40 -7,20 -6,31 -5,99 -8,25 -5,30 -3,36 -3,35 % sai số

2050 400 3300 4850 6000 6800 7500 8400 8800 9200 9400

3,30 2,50 2,40 2,20 2,04 1,88 Ktn 3,23 3,00 2,72

3,33 3,04 2,78 2,55 2,35 2,18 2,04 1,90 1,79 K tính

0,80 -5,99 -7,39 -6,23 -5,85 -9,02 -7,50 -6,83 -4,81 % sai số

2050 300 4300 6000 7500 8000 8800 9500 9900 10400 10600

4,30 4,00 3,75 3,20 2,93 2,71 2,48 2,31 2,12 Ktn

4,11 2,65 2,43 2,25 2,09 1,95 K tính 3,62 3,23 2,91

-4,48 -9,39 -13,83 -8,97 -9,59 -10,31 -9,09 -9,49 -7,82 % sai số

2050 200 5400 6900 8200 8800 9600 10400 10600 10800 11200

5,40 3,20 2,97 2,65 2,40 2,24 Ktn 4,60 4,10 3,52

5,21 4,38 3,78 3,34 3,00 2,72 2,49 2,30 2,14 K tính

-3,59 -4,87 -7,69 -5,04 -6,31 -8,41 -5,91 -4,09 -4,55 % sai số

6800 8400 9800 2050 100 10400 10800 11400 11600 11800 12000

128

1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 QA (lít/phút)

291 437 582 728 874 1019 1165 1311 1456 QA/S (m/h)

6,80 3,60 3,26 2,90 2,62 2,40 Ktn 5,60 4,90 4,16

6,70 5,31 4,44 3,84 3,39 3,05 2,77 2,54 2,34 K tính

-1,53 -5,19 -9,33 -7,68 -5,73 -6,48 -4,60 -3,29 -2,42 % sai số

1850 500 2050 3500 4800 5700 6200 7000 7400 7700 8300

2,05 2,07 2,00 1,85 1,71 1,66 Ktn 2,33 2,40 2,28

2,55 2,40 2,25 2,11 1,98 1,86 1,75 1,66 1,57 K tính

24,31 2,99 -6,07 -7,35 -4,11 -6,88 -5,16 -3,17 -5,53 % sai số

1850 400 2800 4400 5650 6450 7500 8000 8350 8750 9100

2,80 2,50 2,29 2,09 1,94 1,82 Ktn 2,93 2,83 2,58

3,08 2,84 2,62 2,42 2,24 2,08 1,95 1,83 1,72 K tính

9,99 -3,14 -7,39 -6,39 -10,46 -8,85 -6,73 -6,08 -5,56 % sai số

1850 300 5000 5400 6600 7600 8200 8900 9200 9600 9950

5,00 2,73 2,54 2,30 2,13 1,99 Ktn 3,60 3,30 3,04

3,84 3,42 3,07 2,79 2,54 2,34 2,17 2,02 1,89 K tính

-23,22 -4,90 -6,85 -8,39 -6,90 -7,90 -5,68 -5,31 -5,04 % sai số

1850 200 5000 6800 7950 8400 9200 9800 10400 10500 10800

129

1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 QA (lít/phút)

291 437 582 728 874 1019 1165 1311 1456 QA/S (m/h)

5,0 3,1 2,8 2,6 2,3 2,2 Ktn 4,5 4,0 3,4

K tính 4,94 4,19 3,65 3,23 2,91 2,64 2,42 2,24 2,08

% sai số -1,17 -7,52 -8,28 -3,83 -5,25 -5,63 -6,76 -3,98 -3,58

6600 7800 9200 1850 100 10000 10600 11200 11500 11600 12000

6,6 3,5 3,2 2,9 2,6 2,4 Ktn 5,2 4,6 4,0

K tính 6,49 5,17 4,34 3,76 3,32 2,99 2,71 2,49 2,30

% sai số -1,64 -0,52 -5,65 -6,05 -5,92 -6,69 -5,62 -3,47 -4,22

130

PHỤ LỤC 2

MỐI LIÊN HỆ GIỮA ĐỘ NHỚT CỦA DUNG DỊCH ĐƯỜNG SUCROSE VÀ

CỦA NƯỚC Ở 20oC

131

Bảng 3. 19. Mối liên hệ giữa độ nhớt của dung dịch đường và nước tại 200C [90]

Sucrose Sucrose Sucrose

% a % a % A

1,000 0

1 1,026 26 2,568 51 17,20

2 1,053 27 2,703 52 19,30

3 1,082 28 2,819 53 21,75

4 1,112 29 3,009 54 24,63

5 1,144 30 3,181 55 28,02

6 1,177 31 3,369 56 32,06

7 1,213 32 3,574 57 36, 88

8 1,251 33 3,798 58 42,69

9 1,291 34 4,044 59 49,74

10 1,333 35 4,314 60 58,37

11 1,378 36 4,612 61 69,03

12 1,426 37 4,940 62 82,26

13 1,477 38 5,304 63 98,83

14 1,531 39 5,707 64 119,9

15 1,589 40 6,15 65 146,9

16 1,650 41 6,66 66 181,7

17 1,716 42 7,22 67 227,3

13 1,7S6 43 7,85 68 2S7,9

19 1,861 44 8,56 69 369,4

20 1,941 45 9,36 70 480,6

21 2,027 46 10,28 71 635,0

22 2,120 47 11,31 72 853,2

23 2,220 43 12,49 73 1163,

24 2,326 49 13,84 74 1628,

25 2,442 50 15,40 75 2323,

132

PHỤ LỤC 3

CHƯƠNG TRÌNH XỬ LÝ SỐ LIỆU THỰC NGHIỆM TÌM MÔ HÌNH TOÁN

BẰNG NGÔN NGỮ LẬP TRÌNH FORTRAN

133

CHƯƠNG TRÌNH XỬ LÝ SỐ LIỆU THỰC NGHIỆM TÌM MÔ HÌNH TOÁN BẰNG NGÔN NGỮ LẬP TRÌNH FORTRAN

WRITE(3,*) '****************'

X1(I)=X1(I)/1000. X2(I)=X2(I)/100. X3(I)=X3(I)/100.

WRITE(3,*) '******************'

CHARACTER H*20 C C CHUONG TRINH haiRegHaiTM.FOR (2018) C C MO HINH THUC NGHIEM THONG KE BAC 2 CUA 3 YEU TO C C K=f(Vk,H1,H2) C C - Vk van toc khi C - H1 muc ngap nuoc C - H2 chieu cao xa nuoc C C Luan an cua Tran Manh Hai - IET VAST C C Neu IN=0 khong in cac ma tran so lieu vao va ket qua trung gian C IN=1 thi in C DIMENSION X1(300),X2(300),X3(300),Y(300),YTT(300),A(400),B(20), *TX(20,20),TY(20),DEL(300),SS(300) WRITE(*,*) 'FILE SO LIEU?' READ(*,1) H 1 FORMAT(A) OPEN(1,FILE=H,STATUS='UNKNOWN') WRITE(*,*) 'FILE KET QUA?' READ(*,1) H OPEN(3,FILE=H,STATUS='UNKNOWN') READ (1,*) N,M,IN READ (1,*) (X1(I),X2(I),X3(I),Y(I),I=1,N) WRITE(3,*) 'SO LIEU BAN DAU :' WRITE (3,2) N,M,IN 2 FORMAT(/5X,'N=',I3,3X,'M=',I2,3X,'IN=',I1) DO 11 I=1,N 11 C C Xem co in cac ma tran so lieu dau vao khong? C IF(IN.EQ.0) GOTO 12 WRITE (3,*) WRITE (3,*)' I,X1(I),X2(I),X3(I) & Y(I) :' WRITE (3,3) (I,X1(I),X2(I),X3(I),Y(I),I=1,N) 3 FORMAT(I5,4F11.4) 12 CONTINUE WRITE(3,*) WRITE(3,*) 'KET QUA TINH TOAN:' WRITE(3,*) SUM=0. DO 13 I=1,N 13 SUM=SUM+Y(I) YTB=SUM/N SUM=0. DO 14 I=1,N

DEL(I)=Y(I)-YTT(I) SS(I)=ABS(DEL(I)/Y(I)*100.) SUM=SUM+DEL(I)**2

14 SUM=SUM+(Y(I)-YTB)**2 TSS=SUM DO 5 I=1,M DO 4 J=1,M 4 TX(I,J)=0. 5 TY(I)=0. DO 20 I=1,M DO 20 K=1,N CALL TINHC(C,X1,X2,X3,I,K) GOTO (101,102,103,104,105,106,107,108,109,110),I 101 TX(I,1)=TX(I,1)+C*1. 102 TX(I,2)=TX(I,2)+C*X1(K) 103 TX(I,3)=TX(I,3)+C*X2(K) 104 TX(I,4)=TX(I,4)+C*X3(K) 105 TX(I,5)=TX(I,5)+C*X1(K)*X2(K) 106 TX(I,6)=TX(I,6)+C*X1(K)*X3(K) 107 TX(I,7)=TX(I,7)+C*X2(K)*X3(K) 108 TX(I,8)=TX(I,8)+C*X1(K)**2 109 TX(I,9)=TX(I,9)+C*X2(K)**2 110 TX(I,10)=TX(I,10)+C*X3(K)**2 20 CONTINUE DO 30 I=1,M DO 30 K=1,N CALL TINHC(C,X1,X2,X3,I,K) 30 TY(I)=TY(I)+C*Y(K) DO 40 I=2,M I1=I-1 DO 40 J=1,I1 40 TX(I,J)=TX(J,I) C C Xem xet co in ket qua trung gian khong? C IF(IN.EQ.0) GOTO 44 WRITE(3,41) ((TX(I,J),J=1,10),TY(I),I=1,10) 41 FORMAT(7E12.6) 44 CONTINUE DO 60 I=1,M DO 50 J=1,M IJ=(I-1)*M+J 50 A(IJ)=TX(I,J) 60 B(I)=TY(I) CALL SIMQ(A,B,M,KS) IF(KS.EQ.0) GOTO 70 WRITE(3,66) KS 66 FORMAT(3X,'KS=',I2,'- VO NGHIEM') GOTO 90 70 WRITE(3,77) (I,B(I),I=1,M) 77 FORMAT(5X,'I=',I2,5X,'B(I)=',E14.6) WRITE(3,*) WRITE(3,*) 'I,X1(I),X2(I),X3(I),Y(I),YTT(I),DEL(I),SS(I):' WRITE(3,*) SUM=0. DO 80 I=1,N YTT(I)=B(1)+B(2)*X1(I)+B(3)*X2(I)+B(4)*X3(I)+B(5)*X1(I)*X2(I)+ *B(6)*X1(I)*X3(I)+B(7)*X2(I)*X3(I)+B(8)*X1(I)**2+B(9)*X2(I)**2+ *B(10)*X3(I)**2 80 CONTINUE RSS=SUM

134

R2=1.-RSS/TSS

SUM=SUM+SS(I)

SUM=0. DO 81 I=1,N 81 SSTB=SUM/N 85 WRITE(3,88) (I,X1(I),X2(I),X3(I),Y(I),YTT(I),DEL(I),SS(I),I=1,N) 88 FORMAT(2X,I3,3X,3F10.4,2X,4F9.4) WRITE(3,89) SSTB 89 FORMAT(/3X,'SSTB=',F6.2) WRITE(3,899) R2 899 FORMAT(/5X,'R2=',F8.5) 90 CONTINUE STOP END SUBROUTINE TINHC(C,X1,X2,X3,I,K) C C TINH MA TRAN XX C DIMENSION X1(300),X2(300),X3(300) GOTO (1,2,3,4,5,6,7,8,9,10),I 1 C=1. RETURN 2 C=X1(K) RETURN 3 C=X2(K) RETURN 4 C=X3(K) RETURN 5 C=X1(K)*X2(K) RETURN 6 C=X1(K)*X3(K) RETURN 7 C=X2(K)*X3(K) RETURN 8 C=X1(K)**2 RETURN 9 C=X2(K)**2 RETURN 10 C=X3(K)**2 RETURN END SUBROUTINE SIMQ(A,B,N,KS) C C GIAI HE PHUONG TRINH CHUAN C DIMENSION A(400),B(20) TOL=0. KS=0 JJ=-N DO 65 J=1,N JY=J+1 JJ=JJ+N+1 BIGA=0. IT=JJ-J DO 30 I=J,N IJ=IT+I IF(ABS(BIGA)-ABS(A(IJ))) 20,30,30 20 BIGA=A(IJ) IMAX=I 30 CONTINUE IF(ABS(BIGA)-TOL) 35,35,40

135

35 KS=1 RETURN 40 II=J+N*(J-2) IT=IMAX-J DO 50 K=J,N II=II+N I2=II+IT SAVE=A(II) A(II)=A(I2) A(I2)=SAVE 50 A(II)=A(II)/BIGA SAVE=B(IMAX) B(IMAX)=B(J) B(J)=SAVE/BIGA IF(J-N) 55,70,55 55 IQS=N*(J-1) DO 65 IX=JY,N IXJ=IQS+IX IT=J-IX DO 60 JX=JY,N IXJX=N*(JX-1)+IX JJX=IXJX+IT 60 A(IXJX)=A(IXJX)-(A(IXJ)*A(JJX)) 65 B(IX)=B(IX)-(B(J)*A(IXJ)) 70 NY=N-1 IT=N*N DO 80 J=1,NY IA=IT-J IB=N-J IC=N DO 80 K=1,J B(IB)=B(IB)-A(IA)*B(IC) IA=IA-N 80 IC=IC-1 RETURN END

136

KẾT QUẢ TÍNH TOÁN

SO LIEU BAN DAU : **************** N=253 M=10 IN=0 KET QUA TINH TOAN: ****************** I= 1 B(I)= 0.788862E+01 I= 2 B(I)= -0.553385E+01 I= 3 B(I)= 0.400454E+00 I= 4 B(I)= -0.135973E+02 I= 5 B(I)= -0.604282E+00 I= 6 B(I)= 0.647842E+01 I= 7 B(I)= 0.710867E+00 I= 8 B(I)= 0.161286E+01 I= 9 B(I)= 0.801324E-01 I=10 B(I)= 0.378613E+01

137

Bảng 3. 20. Kết quả tính KMH và mức sai số so với Ktn.

Y(I) YTT(I) DEL(I) SS(I) X2(I) (m) X3(I) (m)

3.70 3.47 3.25 2.80 2.67 2.49 2.25 2.13 4.45 4.27 3.78 3.26 3.00 2.80 2.50 2.27 2.16 5.00 4.47 4.05 3.52 3.20 2.91 2.65 2.40 2.26 6.25 5.20 4.45 3.84 3.37 3.09 2.78 2.60 2.38 7.20 5.87 5.10 4.24 3.73 3.40 0.50 0.50 0.50 0.50 0.50 0.50 0.50 0.50 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 X1(I) (km/h) 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34 35 36 37 38 39 40 41 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 2.85 3.81 3.39 3.05 2.77 2.56 2.42 2.35 2.35 4.44 3.93 3.49 3.12 2.81 2.58 2.41 2.31 2.29 5.14 4.54 4.00 3.54 3.14 2.81 2.55 2.36 2.23 5.92 5.22 4.60 4.03 3.54 3.12 2.76 2.48 2.26 6.78 5.98 5.26 4.61 4.02 3.50 -0.11 0.08 0.20 0.03 0.11 0.07 -0.10 -0.22 0.01 0.34 0.29 0.14 0.19 0.22 0.09 -0.04 -0.13 -0.14 -0.07 0.05 -0.02 0.06 0.10 0.10 0.04 0.03 0.33 -0.02 -0.15 -0.19 -0.17 -0.03 0.02 0.12 0.12 0.42 -0.11 -0.16 -0.37 -0.29 -0.10 2.96 2.18 6.15 0.99 4.01 2.68 4.49 10.22 0.29 8.02 7.68 4.39 6.23 7.88 3.49 1.97 5.81 2.82 1.49 1.12 0.49 1.91 3.39 3.77 1.77 1.14 5.28 0.41 3.27 5.04 5.06 0.94 0.61 4.77 5.09 5.90 1.90 3.17 8.62 7.72 3.01

138

42 43 44 45 46 47 48 49 50 51 52 53 54 55 56 57 58 59 60 61 62 63 64 65 66 67 68 69 70 71 72 73 74 75 76 77 78 79 80 81 82 83 84 85 86 1.165 1.311 1.456 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 2.85 2.85 2.85 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 2.65 0.10 0.10 0.10 0.50 0.50 0.50 0.50 0.50 0.50 0.50 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 3.05 2.76 2.54 2.93 3.00 2.64 2.53 2.37 2.18 1.98 3.60 3.35 2.92 2.77 2.63 2.33 2.16 2.00 4.70 4.27 3.85 3.40 3.00 2.80 2.50 2.36 2.14 5.90 5.00 4.30 3.68 3.27 2.97 2.70 2.51 2.34 7.20 5.87 4.90 4.20 3.70 3.31 3.05 2.80 2.56 3.05 2.67 2.36 3.21 2.88 2.62 2.43 2.31 2.25 2.27 3.76 3.33 2.98 2.69 2.48 2.33 2.25 2.24 4.97 4.38 3.86 3.41 3.03 2.72 2.48 2.31 2.20 5.76 5.08 4.47 3.92 3.45 3.05 2.71 2.44 2.24 6.63 5.85 5.15 4.51 3.94 3.44 3.01 2.65 2.35 0.00 0.09 0.18 -0.28 0.12 0.02 0.10 0.06 -0.07 -0.29 -0.16 0.02 -0.06 0.08 0.15 0.00 -0.09 -0.24 -0.27 -0.11 -0.01 -0.01 -0.03 0.08 0.02 0.06 -0.06 0.14 -0.08 -0.17 -0.24 -0.18 -0.08 -0.01 0.07 0.10 0.57 0.02 -0.25 -0.31 -0.24 -0.13 0.04 0.15 0.21 0.06 3.25 7.12 9.48 3.96 0.72 3.98 2.66 3.33 14.48 4.31 0.46 2.05 2.76 5.80 0.07 4.08 11.81 5.64 2.54 0.36 0.43 1.13 2.73 0.80 2.33 2.77 2.40 1.55 3.93 6.66 5.49 2.54 0.27 2.88 4.35 7.95 0.31 5.10 7.41 6.52 4.02 1.30 5.49 8.10

139

87 88 89 90 91 92 93 94 95 96 97 98 99 100 101 102 103 104 105 106 107 108 109 110 111 112 113 114 115 116 117 118 119 120 121 122 123 124 125 126 127 128 129 130 131 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.437 0.582 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.45 2.25 2.25 0.50 0.50 0.50 0.50 0.50 0.50 0.50 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.50 0.50 2.67 2.80 2.50 2.37 2.20 2.03 1.89 3.65 3.60 3.23 3.04 2.77 2.57 2.33 2.13 2.00 4.60 4.13 3.80 3.40 3.03 2.80 2.48 2.31 2.16 5.60 4.87 4.30 3.68 3.30 3.00 2.68 2.47 2.29 7.20 5.93 4.80 4.04 3.60 3.23 3.00 2.69 2.48 2.73 2.70 3.03 2.72 2.48 2.30 2.20 2.16 2.19 4.06 3.59 3.19 2.85 2.58 2.38 2.25 2.19 2.19 4.80 4.23 3.73 3.30 2.93 2.64 2.42 2.26 2.17 5.60 4.94 4.35 3.82 3.37 2.98 2.66 2.41 2.22 6.49 5.73 5.04 4.42 3.87 3.39 2.98 2.63 2.35 2.85 2.56 -0.36 0.08 0.02 0.07 0.00 -0.13 -0.30 -0.41 0.01 0.04 0.19 0.19 0.19 0.08 -0.06 -0.19 -0.20 -0.10 0.07 0.10 0.10 0.16 0.06 0.05 -0.01 0.00 -0.07 -0.05 -0.14 -0.07 0.02 0.02 0.06 0.07 0.71 0.20 -0.24 -0.38 -0.27 -0.16 0.02 0.06 0.13 -0.12 0.14 13.40 2.91 0.96 2.87 0.12 6.43 15.99 11.34 0.29 1.35 6.28 6.84 7.32 3.41 2.71 9.68 4.26 2.34 1.85 3.00 3.14 5.63 2.57 2.21 0.50 0.06 1.44 1.14 3.88 1.97 0.72 0.83 2.59 2.89 9.90 3.39 5.08 9.48 7.52 4.96 0.83 2.28 5.14 4.54 5.09

140

132 133 134 135 136 137 138 139 140 141 142 143 144 145 146 147 148 149 150 151 152 153 154 155 156 157 158 159 160 161 162 163 164 165 166 167 168 169 170 171 172 173 174 175 176 0.728 0.874 1.019 1.165 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.25 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 0.50 0.50 0.50 0.50 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.50 0.50 0.50 0.50 0.50 0.50 2.44 2.23 2.11 1.95 3.27 3.10 2.80 2.53 2.37 2.18 2.00 1.92 4.20 4.00 3.55 3.20 2.87 2.69 2.45 2.27 2.16 5.40 4.67 4.10 3.64 3.23 3.00 2.70 2.49 2.28 7.10 5.57 4.80 4.16 3.73 3.33 3.00 2.71 2.52 2.60 2.60 2.40 2.23 2.14 1.95 2.34 2.18 2.09 2.07 3.43 3.04 2.72 2.47 2.29 2.18 2.13 2.16 4.63 4.08 3.60 3.19 2.84 2.57 2.36 2.22 2.15 5.45 4.81 4.24 3.73 3.29 2.92 2.61 2.38 2.22 6.35 5.61 4.94 4.34 3.81 3.34 2.95 2.62 2.36 2.69 2.41 2.21 2.07 2.00 2.00 0.10 0.05 0.02 -0.12 -0.16 0.06 0.08 0.06 0.08 0.00 -0.13 -0.24 -0.43 -0.08 -0.05 0.01 0.03 0.12 0.09 0.05 0.01 -0.05 -0.14 -0.14 -0.09 -0.06 0.08 0.09 0.11 0.06 0.75 -0.04 -0.14 -0.18 -0.08 -0.01 0.05 0.09 0.16 -0.09 0.19 0.19 0.16 0.14 -0.05 4.20 2.19 0.76 6.40 4.89 1.79 2.69 2.22 3.26 0.05 6.70 12.36 10.31 2.04 1.47 0.38 0.96 4.56 3.71 2.23 0.52 1.02 2.98 3.31 2.38 1.76 2.74 3.16 4.40 2.81 10.53 0.75 3.02 4.36 2.06 0.41 1.79 3.42 6.39 3.34 7.20 8.11 7.32 6.68 2.33

141

177 178 179 180 181 182 183 184 185 186 187 188 189 190 191 192 193 194 195 196 197 198 199 200 201 202 203 204 205 206 207 208 209 210 211 212 213 214 215 216 217 218 219 220 221 1.311 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 0.437 0.582 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 2.05 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 0.50 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.50 0.50 0.50 0.50 0.50 0.50 0.40 0.40 1.80 3.30 3.23 3.00 2.72 2.50 2.40 2.20 2.04 1.88 4.30 4.00 3.75 3.20 2.93 2.71 2.48 2.31 2.12 5.40 4.60 4.10 3.52 3.20 2.97 2.65 2.40 2.24 6.80 5.60 4.90 4.16 3.60 3.26 2.90 2.62 2.40 2.33 2.40 2.28 2.07 2.00 1.85 2.93 2.83 2.06 3.72 3.28 2.91 2.61 2.37 2.21 2.11 2.09 2.13 4.48 3.94 3.48 3.08 2.76 2.50 2.31 2.19 2.13 5.31 4.68 4.13 3.64 3.21 2.86 2.58 2.36 2.21 6.22 5.50 4.85 4.27 3.75 3.30 2.92 2.61 2.37 2.53 2.27 2.08 1.96 1.91 1.92 3.13 2.78 -0.26 -0.42 -0.05 0.09 0.11 0.13 0.19 0.09 -0.05 -0.25 -0.18 0.06 0.27 0.12 0.17 0.21 0.17 0.12 -0.01 0.09 -0.08 -0.03 -0.12 -0.01 0.11 0.07 0.04 0.03 0.58 0.10 0.05 -0.11 -0.15 -0.04 -0.02 0.01 0.03 -0.20 0.13 0.20 0.11 0.09 -0.07 -0.20 0.05 14.59 12.60 1.45 3.04 4.16 5.05 7.91 3.91 2.28 13.16 4.10 1.43 7.18 3.62 5.92 7.79 6.93 5.36 0.62 1.62 1.83 0.69 3.33 0.47 3.59 2.71 1.60 1.14 8.46 1.76 0.98 2.55 4.14 1.34 0.82 0.28 1.18 8.41 5.44 8.79 5.38 4.68 3.92 6.83 1.77

142

222 223 224 225 226 227 228 229 230 231 232 233 234 235 236 237 238 239 240 241 242 243 244 245 246 247 248 249 250 251 252 253 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 0.291 0.437 0.582 0.728 0.874 1.019 1.165 1.311 1.456 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 1.85 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.40 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.30 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.20 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 0.10 2.58 2.50 2.29 2.09 1.94 1.82 3.60 3.30 3.04 2.73 2.54 2.30 2.13 1.99 5.00 4.50 4.00 3.40 3.10 2.80 2.60 2.30 2.20 6.60 5.20 4.60 4.00 3.50 3.20 2.90 2.60 2.40 2.50 2.28 2.13 2.06 2.05 2.10 3.81 3.37 2.99 2.68 2.44 2.26 2.16 2.12 5.18 4.57 4.03 3.55 3.15 2.82 2.55 2.35 2.22 6.10 5.40 4.77 4.20 3.70 3.27 2.91 2.61 2.39 0.08 0.22 0.16 0.03 -0.11 -0.28 -0.21 -0.07 0.05 0.05 0.10 0.04 -0.03 -0.13 -0.18 -0.07 -0.03 -0.15 -0.05 -0.02 0.05 -0.05 -0.02 0.50 -0.20 -0.17 -0.20 -0.20 -0.07 -0.01 -0.01 0.01 3.28 8.81 6.82 1.66 5.44 15.60 5.84 2.00 1.74 1.95 4.06 1.58 1.38 6.72 3.53 1.47 0.69 4.54 1.60 0.56 2.00 2.13 0.88 7.53 3.80 3.60 4.93 5.66 2.19 0.27 0.55 0.38

SSTB= 3.95 R2= 0.97722