Hệ Thống Xử Lý Nước Thải Chi Phí Thấp

31/05/2023 337 lượt xem quantri

HỆ THỐNG XỬ LÝ NƯỚC THẢI CHI PHÍ THẤP

Lều Thọ Bách

Viện Khoa Học và Kỹ Thuật Môi Trường

Đại Học Xây Dựng

Khái niệm

1.1 Định nghĩa hệ thống xử lý nước thải chi phí thấp

Hệ thống XLNT thông thường bao gồm các công trình tại đó nước thải được xử lý bằng các phương pháp cơ học, hóa học, sinh học, để loại bỏ các chất rắn, các chất hữu cơ và đôi khi cả các chất dinh dưỡng có trong nước thải. Nước thải được tiến hành làm sạch theo trình tự tăng mức độ xử lý từ xử lý sơ bộ, xử lý sơ cấp (bậc một), thứ cấp (bậc hai), triệt để (bậc ba) và có thể có thêm các công đoạn xử lý đặc biệt khác. Tại một số nước, công đoạn khử trùng các vi khuẩn, mầm bệnh thường là bước xử lý cuối cùng.

Hệ thống XLNT chi phí thấp là các hệ thống xử lý sinh học tự nhiên tải lượng thấp, có thể xử lý các loại nước thải hữu cơ như nước thải sinh hoạt. Các hệ thống này có cấu tạo đơn giản, có chi phí đầu tư thấp đáng kể, chi phí vận hành và bảo dưỡng thấp. Mặc dù các hệ thống XLNT chi phí thấp đòi hỏi diện tích đất sử dụng nhiều hơn so với các hệ thống xử lý sinh học nhân tạo tải lượng cao, nhưng chúng có hiệu quả hơn và đáng tin cậy trong việc xử lý các vi khuẩn, mầm bệnh, nếu được thiết kế một cách hợp lý và không bị quá tải.

Tất cả các quá trình quản lý và XLNT phụ thuộc vào nhiều yếu tố và điều kiện tự nhiên như tải lượng thủy lực đối với bể lắng và có hoặc không có các yếu tố tự nhiên như vi sinh vật. Tuy nhiên trong các công trình XLNT điển hình, các quá trình tự nhiên này được hỗ trợ bằng một loạt các thiết bị máy móc cơ khí phức tạp tiêu thụ điện năng cao (các máy bơm, máy sục khí v.v…).

Trong nội dung giảng dạy này các hệ thống XLNT chi phí thấp được mô tả bằng các quá trình và các công trình xử lý nước thải được vận hành trong các điều kiện gần tự nhiên hoặc phụ thuộc cơ bản vào các yếu tố tự nhiên. Hệ thống XLNT chi phí thấp có thể được trang bị các máy bơm và đường ống phân phối, thu nước thải, nhưng không phụ thuộc hoàn toàn vào nguồn điện năng bên ngoài để duy trì khả năng xử lý [Reed và các cộng sự, 1995].

Hệ thống XLNT chi phí thấp được coi là công nghệ xử lý tự nhiên, gần tự nhiên hay trên cơ sở tự nhiên do thực tế là bản chất của các quá trình xử lý các chất ô nhiễm diễn ra trong các hệ thống này đều dựa trên cơ sở các quá trình và chu trình chuyển hóa tự nhiên (như các yếu tố sinh học, cơ học hay năng lượng mặt trời và các yếu tố tự nhiên khác). Hệ thống xử lý chi phí thấp cũng có thể được xem là hệ thống có các đặc tính:

Đạt được mức độ xử lý có thể chấp nhận

Vốn đầu tư thấp;

Chi phí vận hành và bảo dưỡng thấp;

Yêu cầu kỹ năng vận hành không cao so với các công nghệ thông thường khác;

Tuổi thọ dài hơn so với tuổi thọ các công nghệ xử lý có sử dụng các thiết bị điện – cơ khí;

ít phụ thuộc vào các yếu tố như công tác xây dựng, các thiết bị điện, cơ khí;

Công nghệ/quá trình xử lý đơn giản hiệu quả xử lý ổn định và lâu dài;

Nhu cầu bảo dưỡng và vận hành ít;

Có khả năng vận hành độc lập;

Có khả năng tuần hoàn, tái sử dụng tối đa nước sau xử lý và các sản phẩm có ích từ các chất gây ô nhiễm;

Đáp ứng được nhu cầu phục vụ đối với người dân có thu nhập thấp và trung bình vùng ngoại thành;

Có thiết kế đơn giản, phổ biến với bất cứ quy mô nào từ nhỏ đến lớn.

Hệ thống XLNT chi phí thấp có thêm những ưu điểm là giảm thiểu các tác động đến môi trường và ít ảnh hưởng đến các hệ sinh thái, có khả năng ứng dụng tốt trong các điều kiện môi trường nước, đất và đất ngập nước.

Xử lý trong môi trường nước

Hồ sinh học tùy tiện là dạng công trình xử lý trong nước được ứng dụng phổ biến nhất. Điều kiện hiếu khí được hình thành tại các tầng nước gần bề mặt, trong khi tại khu vực đáy với sự có mặt của lớp bùn lắng tích tụ tạo nên vùng kị khí. Tại các tầng nước giữa tồn tại hỗn hợp các vùng hiếu khí phần phía trên và kị khí phần phía đáy. Các hồ hiếu khí thường nhỏ và nông hơn các hồ tùy tiện. Hồ hiếu khí thường được bố trí sau các hồ kị khí hoặc hồ tùy tiện nhằm tăng cường làm thoáng và thoát khí hoặc mùi phát sinh từ quá trình phân hủy các chất hữu cơ.

Xử lý trong môi trường đất

Bao gồm các hệ thống dòng chảy chậm trên bề mặt đất, dòng thấm chậm và thấm nhanh ngầm dưới mặt đất. Ngoài khả năng XLNT với chi phí bảo dưỡng thấp, các hệ thống này còn có thêm các khả năng ưu việt khác như cung cấp nước bổ sung cho nguồn nước ngầm, cho tái trồng rừng, cho nông nghiệp và hoặc cho đồng cỏ nuôi súc vật. Hiệu quả xử lý của các hệ thống này phụ thuộc vào các phản ứng sinh học, hóa học, lý học diễn ra trên và trong  lòng đất. Hệ thống dòng chảy bề mặt cần được cấy trồng thực vật để hấp thụ chất dinh dưỡng cũng như các chất ô nhiễm đồng thời làm tăng thời gian lưu nước trong hệ thống và khả năng tiếp xúc giữa các ô nhiễm với đất/ hệ thực vật. Các hệ thống thấm chậm và thấm nhanh ngầm dưới mặt đất là các hệ thống “không xả” các dòng chảy ra rất hiếm khi xả trực tiếp ra suối hoặc các thủy vực nước mặt khác. Mỗi hệ thống có khả năng lưu giữ nước/dòng chảy khác nhau phụ thuộc đặc tính thấm của đất.

Xử lý trong môi trường đất ngập nước

Các vùng đất hoặc bãi đất nhân tạo mà tại đó đất được duy trì thường xuyên trong trạng thái bão hòa nước và có cấy trồng các loại thực vật có khả năng hấp thụ các chất dinh dưỡng và chất ô nhiễm là môi trường tốt được ứng dụng để XLNT. Có hai dạng bãi lọc ngập nước được ứng dụng trong XLNT: Hệ thống bãi lọc dòng chảy bề  mặt và hệ thống bãi lọc dòng chảy ngầm. Cả hai hệ thống đều sử dụng rễ cây trồng làm nơi lưu giữ và phát triển của các loài vi sinh vật, đồng thời luân chuyển ôxi từ không khí cung cấp cho vi sinh vật sử dụng trong quá trình phân hủy các chất ô nhiễm có trong nước thải. Vi khuẩn đóng vai trò lớn trong cơ chế xử lý nước thải của các hệ thống này, mặc dù một phần các chất dinh dưỡng như nitơ, phốt pho và natri cũng được cây cối hấp thụ. Hệ thống bãi lọc dòng chảy bề mặt về cơ bản gần giống như các đầm lầy tự nhiên. Cấu trúc điển hình của loại hệ thống này thường được thiết kế với bề rộng hẹp, chiều dài lớn và có độ sâu nhỏ hơn 1m, có cấy trồng các loại thực vật nước. Các hệ thống bãi lọc dòng chảy ngầm thường sử dụng sỏi hoặc cát dễ thấm làm vật liệu cố định rễ thực vật nước và lọc dòng nước thải chảy qua.

Ưu điểm và nhược điểm của hệ thống XLNT chi phí thấp

Ưu điểm

Các hệ thống XLNT chi phí thấp được xây dựng một cách hợp lý, có thiết kế phù hợp với các đặc điểm địa hình khu vực sẽ có những ưu điểm sau:

* Đảm bảo hiệu suất xử lý cao và ổn định

Hệ thống XLNT chi phí thấp được thiết kế, xây dựng, bảo dưỡng, và quản lý một cách hợp lý có thể đảm bảo duy trì hiệu suất xử lý nước thải cao và ổn định. Các kết quả thực nghiệm cho thấy phôtpho, nitrat, nitrit, amonia, BOD5, và các chất rắn lơ lửng có thể được xử lý đạt tới mức có thể chấp nhận. Nhìn chung, hiệu suất xử lý các thành phần BOD, TSS, COD, các kim loại, và chất hữu cơ bền vững trong nước thải sinh hoạt có thể đạt mức cao với thời gian lưu nước hợp lý. Với thời gian lưu nước lâu hơn đáng kể, nitơ và phốt pho cũng có thể được xử lý triệt để. Các hệ thống XLNT tự nhiên chi phí thấp áp dụng cho xử lý bậc hai có thể được vận hành quanh năm ngoại trừ khi thời tiết lạnh nhất. Đối với xử lý bậc ba hoặc xử lý đặc biệt có thể vận hành quanh năm đối với các khu vực có điều kiện thời tiết ấm.

* Chi phí đầu tư xây dựng thấp

Đối với những khu vực có quỹ đất với giá đất có thể chấp nhận được, việc đầu tư xây dựng hệ thống XLNT chi phí thấp sẽ kinh tế hơn so với các hệ thống XLNT thông thường có sử dụng các thiết bị cơ khí. Không sử dụng các thiết bị xử lý phức tạp góp phần làm giảm đáng kể giá thành đầu tư. Khi thiết kế hệ thống XLNT chi phí thấp cần quan tâm tới các đặc điểm tại vị trí xây dựng như địa hình, địa chất, nguồn cấp nước, loại đất, loại nước thải được xử lý v.v… Lựa chọn vị trí với các đặc điểm thích hợp sẽ làm giảm được giá thành xây dựng.

* Chi phí vận hành thấp

Hệ thống XLNT chi phí thấp thường có chi phí vận hành thấp, giảm thiểu các chi phí sử dụng điện năng và các thiết bị, không cần sử dụng hóa chất. Các bãi lọc thường được thiết kế đảm bảo khả năng tự chảy của nước trong hệ thống. Nếu địa hình không thuận lợi, không đảm bảo khả năng tự chảy của nước trong hệ thống thì sẽ cần đến bơm và làm tăng giá thành vận hành. Hệ thống XLNT tự nhiên nếu được thiết kế và xây dựng hợp lý có khả năng tự duy trì và bảo dưỡng trong thời gian lâu dài. Nhìn chung, mặc dù hệ thống xử lý nước thải tự nhiên thường chỉ duy trì được hiệu suất xử lý một cách thụ động nhưng giảm thiểu được các nhu cầu về thiết bị cơ khí, điện năng, và các yểu cầu cao về kỹ năng của người vận hành.

* Giảm và hạn chế tối thiểu mùi khó chịu

Phát sinh mùi khó chịu là một trong những vấn đề cần quan tâm khi lưu giữ và xử lý nước thải, đặc biệt nếu vị trí của trạm XLNT được đặt gần nhà dân. Các bãi lọc thường ít hoặc không phát sinh mùi khó chịu.

* Duy trì được khả năng XLNT với tải lượng ô nhiễm không ổn định

Hệ thống XLNT chi phí thấp được thiết kế một cách hợp lý có khả năng tự điều tiết và duy trì hiệu suất xử lý đối với các loại tải lượng ô nhiễm khác nhau của nước thải. Đây là ưu điểm nổi bật của hệ thống XLNT chi phí thấp vì các thành phần ô nhiễm trong nước thải rất đa dạng và chế độ thải nước không đều, các điều kiện thời tiết thay đổi, sự phát triển của dân cư trong lưu vực hay sự thay đổi quản lý các hoạt động thương mại trong lưu vực làm thay đổi đáng kể tải lượng ô nhiễm.

* Giảm diện tích đất cần thiết khi tái sử dụng nước thải

Hệ thống XLNT chi phí thấp có khả năng xử lý triệt để các chất ô nhiễm. Vì vậy, diện tích đất cần thiết cho việc tái sử dụng nước sau xử lý từ các bãi lọc nhân tạo ít hơn diện tích đất cần thiết khi trực tiếp sử dụng nước thải.

* Giảm khối lượng chất phát sinh trong quá trình xử lý

Hệ thống XLNT chi phí thấp có thể giảm tối thiểu khối lượng các chất bị loại và phát sinh trong quá trình xử lý. Lượng bùn/sinh khối dư phát sinh ít hơn nhiều so với các quá trình xử lý thứ cấp khác. Rất nhiều hệ thống XLNT chi phí thấp không làm phát sinh bùn dư đòi hỏi phải xử lý tiếp theo hay tiêu hủy.

* Tạo cảnh quan

Tùy thuộc vào thiết kế, vị trí, và chủng loại thực vật, các hệ thống XLNT chi phí thấp đặc biệt là các bãi lọc ngập nước nhân tạo có thể làm nổi bật phong cảnh với màu sắc, bố cục và sự đa dạng của các loài cây. Hệ thống XLNT chi phí thấp có thể tăng cường không gian, diện tích cây xanh trong đô thị và kết hợp cả các chức năng giải trí công cộng.

* Tăng cường đa dạng sinh học

Hệ thống XLNT chi phí thấp có khả năng kiến tạo môi trường tốt thu hút một số loài động vật hoang dã đến sinh sống và phát triển và làm tăng thêm lợi ích, sự hấp dẫn về du lịch cho khu vực.

Nhược điểm

Ngay cả khi được thiết kế tối ưu nhất, hệ thống XLNT chi phí thấp vẫn tồn tại những hạn chế:

* Hạn chế trong việc loại bỏ các vi khuẩn gây bệnh

Hệ thống XLNT chi phí thấp có thể loại bỏ phần lớn các vi khuẩn gây bệnh từ nước thải sinh hoạt. Tuy nhiên, khả năng xử lý này cũng có thể chưa đáp ứng được các tiêu chuẩn xả cho phép và cần thiết phải thực hiện thêm công đoạn khử trùng. Nguyên nhân cơ bản là do các loài chim và các loài thú hoang dã khác sinh sống trong và tại khu vực hệ thống xử lý có thể là nguồn phát sinh và lan truyền các vi khuẩn gây bệnh.

* Yêu cầu vệ sinh định kỳ lớp bùn lắng

Bùn lắng và các chất trơ cần phải định kỳ được lấy đi. Hệ thống XLNT chi phí thấp có thể bị lấp đầy bởi bùn và các chất rắn làm tắc dòng chảy trong hệ thống nếu khi thiết kế không tính đến việc loại bỏ rác và các chất rắn trước khi nước thải vào hệ thống. Tổng lượng bùn phát sinh sẽ cao hơn tại các giai đoạn vận hành trong điều kiện thời tiết lạnh do nhiệt độ thấp gây ức chế các hoạt động của vi sinh vật (VSV). Vì vậy cần định kỳ hàng năm làm sạch lượng bùn tích tụ và các chất hữu cơ trên bề mặt của hệ thống.

* Giá thành xây dựng

Với điều kiện địa hình thuận lợi và các đặc điểm tự nhiên khác như loại đất phù hợp sẽ giảm được chi phí đầu tư xây dựng của hệ thống XLNT chi phí thấp. Chi phí xây dựng sẽ tăng trong trường hợp xây dựng hệ thống tại các khu vực có điều kiện không thuận lợi. Thực tế cho thấy đối với các bãi lọc ngập nước nhân tạo được xây dựng tại các khu vực có điều kiện mặt bằng, địa hình thay đổi, cần bổ sung hoặc thay thế đất, bố trí các vật liệu lót chống thấm, cần hoạt động kết hợp với máy bơm, v.v… có thể làm cho giá thành xây dựng tăng đáng kể.

* Ảnh hưởng bởi các điều kiện thời tiết

Sự thay đổi thời tiết theo mùa như lạnh, hạn hán làm giảm hiệu suất xử lý của hệ thống. Các số liệu về sự biến đổi của thời tiết trong năm rất quan trọng cần được đề cập tới trong thiết kế và vận hành hệ thống. Khả năng xử lý BOC, COD, và nitơ của hệ thống về bản chất là dựa trên các quá trình sinh học nên  về cơ bản có thể được phục hồi liên tục. Phôtpho, các kim loại, và một số hợp chất hữu cơ bền vững được xử lý trong hệ thống bởi các quá trình lắng đọng, tích tụ theo thời gian. Điều kiện khí hậu lạnh, nhiệt độ thấp vào mùa đông làm giảm tốc độ xử lý BOD và các phản ứng sinh học nitrat hóa và khử nitrat. Tăng thời gian lưu nước trong hệ thống có thể nâng được hiệu suất xử lý, nhưng đồng thời sẽ làm tăng diện tích công tác cần thiết của các bãi lọc dẫn tới làm giảm hiệu quả kinh tế hoặc tính khả thi về mặt ký thuật của hệ thống.

* Các vấn đề về mùi

Hệ thống XLNT chi phí thấp thường sử dụng các công đoạn xử lý kị khí có phát sinh mùi khó chịu, làm tăng ảnh hưởng tới các khu dân cư lân cận đặc biệt trong điều kiện thời tiết nóng. Vì vậy khi thiêt kế cần đề cập tới khoảng cách li an toàn tới các khu dân cư.

* Có thể mất khả năng xử lý do sự quá tải về chất rắn hoặc amonia

Trong hệ thống XLNT chi phí thấp, amonia là thành phần khó kiểm soát và dự đoán trước được trong nước đầu ra. Tình trạng nồng độ amonia cao tồn tại trong thời gian dài cũng có thể gây ức chế sự phát triển của thực vật trong hệ thống XLNT chi phí thấp.

* Hạn chế tái sử dụng chất dinh dưỡng đối với cây trồng

Một vài chất dinh dưỡng được xử lý bằng hệ thống xử lý nước thải chi phí thấp không tái sử dụng được đối với đất và các sản phẩm cây trồng.

* Sự có mặt của các động vật và côn trùng không mong muốn

Muỗi và các sinh vật, côn trùng lây nhiễm có thể là một trở ngại nếu không kiểm soát được sự phát triển của các loại thực vật. Các động vật đào bới cũng có thể là một trở ngại. Sự gia tăng về số lượng của các loài chim trong hệ thống XLNT chi phí thấp có thể có tác động bất lợi nếu có sân bay gần đó.

* Diện tích đất yêu cầu tính theo dân số tương đương có thể lớn

Diện tích đất cần thiết cho hệ thống XLNT chi phí thấp có thể lớn, đặc biệt nếu phải xử lý nitơ hay phôtpho. Các hệ thống xử lý cơ khí thông thường (ví dụ bùn hoạt tính, các hệ thống lọc nhỏ giọt hay tiếp xúc sinh học quay) thường có ưu thế và khả thi hơn hệ thống XLNT chi phí thấp trong điều kiện giới hạn về diện tích đất sử dụng [0,5 -1m2/người (dân số tương đương), so sánh với các hệ thống xử lý tự nhiên 5 -10m2/người]. Mặt khác, khả năng ứng dụng các hệ thống XLNT thông thường còn tùy thuộc vào tiềm năng kinh tế.

2 Các hệ thống xử lý nước thải chi phí thấp

2.1 Hồ sinh học ổn định nước thải

Hệ thống hồ sinh học ổn định nước thải (thường gọi là hồ sinh học) là các hồ lớn, không sâu, thường là hình chữ nhật do người đào, để cho dòng nước thải vào và ra. Các hồ này được sử dụng rộng rãi ở châu Âu và Nam Mỹ, là loại công trình xử lý  nước thải phù hợp với các nước đang phát triển ở vùng khí hậu nóng. Các yếu tố tự nhiên như nhiệt độ cao và giàu ánh sáng mặt trời đã thúc đẩy sự phát triển nhanh của các loại vi sinh vật (chủ yếu là vi khuẩn và vi tảo) để xử lý các chất hữu cơ trong nước thải, đặc trưng bằng BOD, theo cả hai cách hiếu khí và kỵ khí. Các quá trình diễn ra trong hồ sinh học là một chu trình tự nhiên, liên tục và là hiện tưởng sống.

Quá trình xử lý nước thải thường được diễn ra trong hai hoặc nhiều hồ. Sự sắp xếp thay thế về kích thước và độ sâu hồ có thể thúc đẩy quá trình hiếu khí ở hồ này hoặc kỵ khí ở hồ kia. Trong quá trình xử lý kế tiếp, từng hồ có chức năng riêng và chúng được thiết kế phù hợp với mục đích hoặc phần tử ô nhiễm cần được tách ra khỏi nước thải. Dòng nước thải ra khỏi hồ sẽ giàu dinh dưỡng do nồng độ tảo lớn nhưng số lượng các vi sinh vật gây bệnh và các sinh vật nguồn gốc từ chất thải sinh hoạt khác giảm đáng kể [Mara và cộng sự, 1992; Mara và Pearson, 1987; U.S. EPA, 1977a].

Hệ thống hồ sinh học ổn định nước thải dễ xây dựng, giá thành thấp, tính đệm lớn và hiệu quả xử lý cao.  

* Dễ xây dựng: Đào đất là công việc chủ yếu (các hoạt động xây dựng khác rất hạn chế).  Sau khi đào, các công việc xây dựng hồ tiếp theo là hoàn thiện hố đào, xây dựng cống nước thải vào và ra khỏi hồ, kè bờ bảo vệ hồ và nếu cần thiết, lót chống thấm hồ. Ngoài ra cũng có thể tận dụng các ao hồ tự nhiên phù hợp để làm hồ sinh học.

* Chi phí thấp:  Do cấu tạo đơn giản, hồ ổn định nước thải là loại công trình rẻ nhất so với các công trình xử lý nước thải khác. Hồ không cần có các thiết bị cơ điện đắt tiền và không sử dụng nhiều điện năng. Các công nhân trình độ thấp, nếu được giám sát chặt chẽ, cũng có thể vận hành và duy tu các hồ ổn định nước thải. Giá đất và yêu cầu sử dụng đất có thể là yếu tố trở ngại chính đối với kỹ thuật hồ sinh học ổn định nước thải.

* Tính đệm:  Hồ sinh học ổn định nước thải có thể chịu được hàm lượng kim loại nặng cao (đến khoảng  30 mg L-1). Hồ còn có thể hấp phụ được hiện tưởng sốc hữu cơ hoặc tải thủy lực trong dòng nước thải vào [Mara & Pearson, 1986].

* Hiệu quả cao: Các hệ thống hồ được thiết kế đúng  có thể có hiệu suất xử lý theo BOD trên 90%, theo nitơ từ 70-90% và theo phôtpho là 30-50%.

Đặc biệt, hồ sinh học ổn định nước thải có khả năng xử lý các loại sinh vật bài tiết gây bệnh cao. Ngược lại, các biện pháp xử lý bậc ba khác như clo hóa, ozon hóa, UV, tiêu diệt được các loại vi khuẩn nguồn gốc từ chất thải sinh hoạt (như feacal coliform). Thực tế, các hồ sinh học được thiết kế đúng có thể diệt được 105  số vi khuẩn gây bệnh và có thể đạt tới ngưỡng quy định của Tổ chức Y tế Thế giới (WHO) đối với nước tưới cây [Mara và cộng sự, 1992; WHO, 2006; WHO, 1992].

Tuy nhiên, hiệu quả xử lý chất lơ lửng của hồ sinh học thấp hơn các công trình xử lý nước thải khác do sự xuất hiện tảo trong dòng nước thải ra khỏi hồ.  Mặc dù không đến mức báo động, nhưng hàm lượng các chất lơ lửng trong nước thải ra khỏi hồ cao hơn so với các công trình xử lý thứ cấp truyền thống. Thời gian lưu thủy lực lâu đi đôi với thể tích hồ lớn để xử lý nước thải có thể là yếu tố hạn chế đối với quá trình này do yêu cầu diện tích và chi phí đất sử dụng cao.

Các loại hồ sinh học và cơ chế xử lý.

Có ba loại hồ sinh học:

Hồ kỵ khí;

Hồ tùy tiện;

Hồ xử lý triệt để / hồ hiếu khí.

Bản chất của hồ kỵ khí và hồ tùy tiện là xử lý BOD và hồ xử lý triệt để là tiêu diệt các loại vi khuẩn gây bệnh (chỉ tiêu  faecal coliform thường được sử dụng để chỉ thị cho quá trình xử lý). Tất nhiên, quá trình xử lý BOD vẫn tiếp tục diễn ra trong hồ xử lý triệt để và quá trình xử lý vi khuẩn gây bệnh và các chất dinh dưỡng vẫn có trong các hồ kỵ khí và hồ tùy tiện.

Hồ sinh học kỵ khí có ưu điểm chính là xử lý được nước thải ô nhiễm hữu cơ cao có hàm lượng chất lơ lửng lớn. Trong hồ không có ôxy hòa tan và không chứa hoặc  chứa một lượng rất nhỏ vi tảo.

Hồ sinh học tùy tiện và hồ sinh học xử lý triệt để có quần thể tảo lớn. Tảo đóng vai trò chủ yếu trong quá trình ổn định nước thải. Các hồ này đôi khi còn được gọi là hồ sinh học quang hợp hay là hồ sinh học làm thoáng tự nhiên. Có một số phương án bố trí các dạng hồ. Ví dụ,  hồ tùy tiện có thể chia thành hồ tùy tiện sơ cấp và hồ tùy tiện thứ cấp, trong đó chúng tiếp nhận nước thải mới và đã lắng, tách biệt (thường là dòng ra từ các hồ kỵ khí). Hồ xử lý triệt để đôi khi được sử dụng để tăng cường hiệu quả xử lý bằng vi sinh vật đối với dòng ra từ các hệ thống xử lý nước thải truyền thống. Cũng vì vậy các loại hồ này còn được gọi là hồ xử lý bậc cuối.

Ba loại hồ sinh học chính thường được bố trí thành các chuỗi hồ nối tiếp hoặc song song theo cách có một hồ tùy tiện sơ cấp sẽ kế tiếp một hoặc một số hồ xử lý triệt để; một hồ kỵ khí theo sau là một hoặc một số hồ xử lý triệt để; hoặc  một hồ kỵ khí tiếp theo là hồ tùy tiện thứ cấp và một hay nhiều hồ xử lý triệt để (Hình 2.1)). Mỗi loại chuỗi hồ đều có tính một ưu việt khác nhau, phụ thuộc vào chức năng cũng như yêu cầu chất lượng nước thải đầu ra [Mara & Pearson, 1987].

Các cơ chế xử lý nước thải chính của hồ sinh học như sau [Arthur, 1983]:

Sức chứa của hồ cho phép hồ hấp phụ được cả độ sốc tải lượng hữu  cơ lẫn tải lượng thủy lực của nước thải đầu vào;

Lắng sơ bộ nước thải, theo đó các chất lơ lửng sẽ trầm tích xuống đáy hồ;

Xử lý các chất hữu cơ trong nước thải bằng các vi khuẩn ôxy hóa hiếu khí (trong điều kiện có ôxy tự do) và lên men kỵ khí (trong điều kiện không có ôxy).

Các quá trình lên men kỵ khí và ôxy hóa hiếu khí như sau:

Lên men kỵ khí gồm hai giai đoạn:

 

Chất hữu cơ

vi khuẩn

tế bào vi khuẩn mới + hỗn hợp axit hữu cơ

Giai đoạn thứ nhất là sự thối rữa chất hữu cơ, tại đây vi khuẩn sẽ lên men để tạo thành sinh khối mới và hình thành các sản phẩm trung gian khác là axit hữu cơ.

Giai đoạn thứ hai là phân hủy các chất hữu cơ hình thành từ giai đoạn một nhờ các loại vi khuẩn tạo mêtan thành khí mêtan và các sản phẩm đơn giản khác.

 

Hỗn hợp axit hữu cơ vi khuẩn tế bào vi khuẩn mới + CH4 + CO2 + H2O + NH3, v.v…

Ôxy hóa hiếu khí có thể biểu diễn bằng các quá trình đơn giản như sau:

 

Chất hữu cơ + O2 vi khuẩn tế bào vi khuẩn mới + H2O +

CO2 + PO43- + NH3, v.v,…

Một lượng lớn ôxy được cung cấp nhờ quá trình quang hợp của tảo:

 

H2O + CO2 tảo+ánh sáng tế bào tảo mới + H2O + O2

Hồ sinh học kỵ khí

Hồ sinh học kỵ khí thường sâu từ 2 đến 5 m. Hồ tiếp nhận nước thải mới có tải lượng hữu cơ cao (>100g BOD5/m³ trong ngày), trong đó không có ôxy hòa tan [Mara và cộng sự, 1992].  Hồ có ý nghĩa giống như một bể tự hoại hở và được sử dụng để xử lý sơ cấp đối với nước thải ô nhiễm hữu cơ nặng. Các loại cặn trong nước thải lắng xuống đáy hồ tạo thành lớp bùn cặn. Và tại đây quá trình lên men kỵ khí nhờ các loại vi khuẩn tạo axit, vi khuẩn tạo aceton và vi khuẩn tạo mêtan thực hiện trong điều kiện nhiệt độ trên 15°C (xem hình 2.2). Hồ sinh học kỵ khí hoạt động rất tốt đối với các vùng khí hậu ấm. BOD tổng được xử lý cao, từ khoảng 40% ở 10°C hoặc thấp hơn cho đến trên 60% ở 20°C và trên đó. Các lớp váng thường được hình thành trên bề mặt; nó không cần phải lấy đi, tuy nhiên các loại ruồi muỗi có thể phát triển trên bề mặt trong mùa hè. Vì vậy cần có các biện pháp xử lý thích hợp như phun nước sạch, nước sau xử lý hoặc trong một số trường hợp đặc biệt có thể phun hóa chất diệt muỗi phù hợp và dễ phân hủy sinh học [Mara và Pearson, 1986; 1987].

Hình 2.2. Phân hủy các chất hữu cơ trong hồ sinh học kỵ khí

Nguồn: theo Ruihong, 2001.
 

Sự xuất hiện mùi (phần lớn là hydrô sunfua) là một trong những nhược điểm chính của hồ sinh học kỵ khí. Vì vậy, trước đây các nhà tư vấn thiết kế  thường ít thiện cảm khi chọn hồ sinh học kỵ khí để xử lý nước thải [Mara và cộng sự, 1992]. Trong hồ sinh học kỵ khí, các loại vi khuẩn khử sunfat như Desulfovibrio khử sunfat thành hydro sunfua có mùi khó chịu như mùi trứng thối. Một phần hydrô sunfua hòa tan trong nước sẽ tham gia vào một loạt các phản ứng hóa học. Đó là các phản ứng phân ly phân tử   H2S thành  ion bisunfua (HS-) và phân ly ion bisunfua thành ion sunfua (S2-). Sự phân bố hàm lượng H2S, HS- và S2- trong nước phụ thuộc vào pH. Ở pH 7,5, trong giá trị bình thường đối với hồ sinh học kỵ khí, 75% sunfua dưới dạng bisunfua không mùi.  Do đó, đối với các trạng thái của sunfua, pH trong hồ sinh học kỵ khí cao sẽ làm giảm mức độ bốc mùi hôi thối.

Mùi sinh ra không phải là vấn đề lớn nếu như thông số thiết kế theo tải lượng BOD cho phép được chọn đúng và nồng độ SO42-  trong nước thải đầu vào không vượt quá    500 mg/L [Mara và cộng sự, 1992]. Đôi khi trong hồ sinh học kỵ khí xuất hiện các vẩn bùn màu đỏ sẩm hoặc đỏ tía. Đây là các dạng vi khuẩn quang hợp ôxy hóa sunfua kỵ khí. Sự xuất hiện của chúng có lợi và có thể phòng ngừa được sự tạo mùi hydrô sunfua [Mara & Pearson, 1987].

Hồ sinh học tùy tiện

Có hai dạng hồ sinh học tùy tiện: hồ sinh học tùy tiện sơ cấp thu nhận trực tiếp nước thải từ mạng lưới thoát nước và hồ sinh học tùy tiện thứ cấp thu nhận nước thải sau khi được xử lý một phần (thường là sau hồ sinh học kỵ khí, bể tự hoại, hồ sinh học tùy tiện sơ cấp và hệ thống kênh mương thoát nước). Các hồ sinh học tùy tiện thường có độ sâu 1,5 m, tuy nhiên hồ độ sâu từ 1 đến 2 m cũng được sử dụng.  Các vực nước độ sâu nhỏ hơn 0,9 m không nên sử dụng vì rễ thực vật phát triển mạnh hạn chế dung tích chứa nước của hồ cũng như bóng tối do lá cây tạo điều kiện cho muỗi phát triển. Hồ sinh học tùy tiện hoạt động với tải lượng hữu cơ thấp hơn so với hồ sinh học kỵ khí.

Đối với hồ sinh học tùy tiện sơ cấp (tiếp nhận nước thải chưa xử lý) có hai cơ chế xử lý BOD như sau [Mara và Pearson, 1987]:

Lắng cặn và tiếp theo đó là lên men kỵ khí bùn cặn lắng; đến 30% lượng BOD trong nước thải đầu vào có thể chuyển thành khí mêtan.

Vi khuẩn hiếu khí ôxy hóa các hợp phần hữu cơ không lắng được trong nước thải cũng như sản phẩm của quá trình lên men kỵ khí. Lượng ôxy cần thiết cho quá trình này một phần được cấp từ quá trình khuếch tán tự nhiên bề mặt. Tuy nhiên phần chính là lượng ôxy được tạo thành từ quá trình quang hợp của vi tảo.  Chúng phát triển mạnh và làm cho hồ có màu xanh thẩm. Tảo nhận được phần lớn cacbon diôxit là sản phẩm trao đổi chất cuối cùng của vi khuẩn (Hình 2.3).

Trong hồ sinh học tùy tiện thứ cấp (tiếp nhận nước thải sau khi xử lý một phần trong hồ sinh học kỵ khí), cơ chế xử lý BOD thứ nhất diễn ra không rõ ràng. Các hợp phần hữu cơ theo BOD còn lại không lắng được ôxy hóa bởi các loại vi khuẩn di dưỡng (Pseudomonas, Flavobacterium, Archromobacter and Alcaligenes spp). Lượng ôxy cần thiết cho quá trình xử lý BOD do hoạt động quang hợp của vi tảo trong hồ sinh học tùy tiện cung cấp.

Gió có tác động quan trọng trong hoạt động của hồ sinh học tùy tiện vì nó làm tăng sự khuếch tán ôxy không khí vào nước và xáo trộn các tầng nước trong hồ. Sự xáo trộn này tạo điều kiện phân bố đồng nhất BOD, ôxy hòa tan, vi khuẩn và tảo và làm tăng cường độ ổn định chất thải.

Hồ sinh học tùy tiện được thiết kế để xử lý BOD theo tải lượng bề mặt tương đối nhỏ (100 – 400 kg BOD/ha.ngày) để cho tảo được phát triển mạnh. Lượng ôxy hòa tan cung cấp cho các loại vi khuẩn trong hồ để xử lý BOD do các hoạt động quang hợp của tảo cung cấp. Như vậy hoạt động của hồ sinh học tùy tiện dựa vào sự phát triển tự nhiên của tảo. Hồ sinh học tùy tiện thường có màu lam thẩm do mật độ đậm đặc của tảo. Trong hồ sinh học tùy tiện, các loại tảo lam (ChlamydomonasEuglena) chiếm ưu thế hơn so với tảo lục (Chlorella).

Hình 2.3 Các quá trình xử lý BOD trong hồ sinh học tùy tiện

Nguồn: theo Ruihong, 2001.

Do quá trình hoạt động quang hợp của tảo trong hồ, trong một ngày luôn luôn có sự dao động hàm lượng ôxy hòa tan. Sau khi mặt trời mọc, hàm lượng ôxy hòa tan trong hồ tăng lên và đạt giá trị lớn nhất vào đầu giờ buổi chiều và sau đó giảm xuống mức thấp nhất vào nửa đêm, khi quá trình quang hợp ngừng và quá trình hô hấp tiêu thụ nhiều ôxy. Khi tảo hoạt động ở mức đỉnh điểm, các ion carbonat và bicarbonat thực hiện các phản ứng cung cấp nhiều dioxit carbon cho tảo, do đó nhiều ion hydrôxyl được giải phóng ra. Kết quả là pH của nước có thể tăng lên đến gần 9,4 [Mara, 2005]. Vi khuẩn faecal không bị diệt do tăng pH nhưng thực tế số lượng của chúng lại giảm rõ rệt trong hồ ổn định nước thải [Curtis và cộng sự, 1992]. Thực ra quá trình quang hợp làm pH tăng đi đôi với cường độ bức xạ trong hồ lớn. Đây chính là yếu tố kìm hãm phát triển của vi khuẩn gây bệnh [Mara, 2005].  Nước xáo trộn tốt, thường do gió thổi trên tầng mặt tạo nên sự phân bố đồng nhất BOD, ôxy hòa tan, vi khuẩn và tảo. Đó là các yếu tố chính làm tăng mức độ ổn định chất thải trong hồ [Mara và Pearson, 1987].

Hồ sinh học xử lý triệt để

Hồ sinh học xử lý triệt để thường sâu từ 1-1,5 m. Hồ tiếp nhận nước thải từ hồ sinh học tùy tiện. Chức năng đầu tiên của hồ là diệt các loại vi khuẩn gây bệnh. Mặc dù xử lý BOD ở mức thấp nhưng hồ có thể tách được một lượng đáng kể các chất dinh dưỡng ra khỏi nước. Hiện tượng phân tầng sinh học và phân tầng hóa lý ở hồ sinh học xử lý triệt để thường ở mức thấp và ôxy luôn được khuếch tán vào nước suốt ngày đêm. Quần thể tảo trong hồ sinh học xử lý triệt để phong phú hơn nhiều so với hồ sinh học tùy tiện, trong đó các loại tảo phù du chiếm đa số. Sự đa dạng của tảo nói chung tăng dần từ hồ này đến hồ kia theo thứ tự trong chuỗi. Nói một cách khác, sự đa dạng loài tăng lên khi tải lượng hữu cơ trong các hồ giảm xuống [Mara và Pearson, 1986].  Mặc dù một phần vi khuẩn faecal được xử lý trong hồ sinh học tùy tiện nhưng kích thước và số lượng hồ sinh học xử lý triệt để vẫn được tính toán xác định theo số lượng của chúng ở đầu ra khỏi chuỗi hồ. Khi thiết kế hồ sinh học theo chỉ tiêu feacal coliform cũng phải tính đến một số vi khuẩn lắng đọng cùng bùn cặn trong hồ sinh học kỵ khí. Cơ chế chính của quá trình khử khuẩn feacal coliform trong hồ sinh học tùy tiện và hồ sinh học xử lý triệt để như sau:

Thời gian và nhiệt độ;

pH cao (> 9) cùng với ánh sáng mặt trời;

Cường độ bức xạ ánh sáng lớn kết hợp với nồng độ ôxy hòa tan cao.

Giá trị pH cao (khoảng 9) trong nước hồ do quá trình quang hợp của tảo diễn ra mạnh, đó là sự tiêu thụ CO2 nhanh hơn so với sự hình thành từ quá trình hô hấp của vi khuẩn. Kết quả là  các ion carbonat và bicarrbonat được phân ly theo các phản ứng sau đây:

2 HCO3  → CO32- + H2O + CO2         (2.1)

CO32- + H2O → 2 OH + CO2   (2.2)

Sự cố định CO2 của tảo  và tích lũy ion hydrôxyl  trong nước thường làm cho giá trị pH tăng lên đến 9. Trong hồ sinh học ổn định nước thải, vi khuẩn faecal (với trường hợp cá biệt là vi khuẩn tả Vibrio cholerae) chết rất nhanh khi pH lớn hơn 9 [Pearson và cộng sự, 1987].

Diệt vi khuẩn gây bệnh

Các yếu tố chính tác động đến quá trình diệt khuẩn gây bệnh trong hồ là cường độ ánh sáng, nhiệt độ, pH và thời gian lưu nước. Mức độ diệt khuẩn feacal tăng lên trong điều kiện nhiệt độ cao, pH lớn (phần lớn vi khuẩn bị chết rất nhanh khi pH >9), thời gian lưu nước lâu và cường độ bức xạ ánh sáng mạnh [Mara và cộng sự, 1992].

Mặt trời đóng vai trò quan trọng trong việc xử lý các loại vi khuẩn feacal gây bệnh. Nó giữ ấm cho hồ và cung cấp đầy đủ năng lượng để thúc đẩy quá trình quang hợp của tảo, tạo điều kiện tăng pH và hình thành ôxy với nồng độ lớn cần thiết thúc đẩy để tăng cường bù đắp cho sự ôxy hóa quang hóa. Quá trình lắng đọng bùn cặn kéo theo các loài động vật nguyên sinh và trứng giun sán xuống đáy. Với thời gian nước lưu lại trong chuỗi hồ trên 11 ngày hầu như không có các loài động vật phù du gây bệnh và trứng giun sán trong nước thải đầu ra.

Xử lý các chất dinh dưỡng

Các hợp chất nitơ hữu cơ đầu tiên được khoáng hóa thành amôni trong hồ sinh học kỵ khí hoặc trong bùn cặn của hồ sinh học tùy tiện. Do quá trình amôn hóa ( khoáng hóa) các hợp chất nitơ hữu cơ, nồng độ amôni trong nước hồ sinh học kỵ khí thường cao hơn trong nước cống. Quá trình xử lý amôni chủ yếu diễn ra trong hồ sinh học xử lý triệt để. Việc xử lý amôni liên quan chặt chẽ với pH và nhiệt độ bề mặt. Quá trình này diễn ra ở mùa hè mạnh hơn mùa đông.

Có ba cơ chế xử lý amôni trong hồ là: bay hơi amôniac, nitrat hóa do các loại vi khuẩn nitrosomonas và nitrobacter, sau đó là quá trình khử nitrat, và tổng hợp nitơ trong sinh khối tảo. Cơ chế chính xử lý amoni là sự bay hơi. Quá trình khoáng hóa tốt trong hồ sinh học kỵ khí đã chuyển nitơ hữu cơ thành amôni. Và sau đó trong hồ sinh học tùy tiện khi pH cao, amôniac hình thành và bay khỏi nước. Xử lý amôni nhờ nitrat hóa xảy ra chậm. Tuy thế, hiệu quả xử lý nitơ trong các hồ ổn định nước thải có thể đạt tới 80% [Mara và cộng sự 1992]. Trên hình 2.4 mô tả chu trình nitơ và sự biến đổi của nó  trong hồ sinh học ổn định nước thải.

Phôtpho được loại bỏ khỏi nước trong hồ ổn định bằng cách hấp thụ vào sinh khối của tảo, hô hấp và lắng đọng [Mara và Pearson, 1986]. Houng và Glovna (1984) giả thiết: con đường tốt nhất để loại bỏ phôtpho trong nước thải hồ ổn định là việc gia tăng số hồ sinh học xử lý triệt để sẽ làm cho các loại phôtpho hoạt tính hơn trên lớp mặt bùn cặn đáy hồ được ôxy hóa. Tuy nhiên, cả nitơ lẫn phôtpho phải được loại bỏ khỏi nước để chống hiện tượng phú dưỡng nguồn tiếp nhận nước thải sau xử lý. Thực tế cho thấy hồ sinh học ổn định để xử lý nước thải được thiết kế dựa trên sự loại bỏ BOD và faecal coliform mà không tính đến quá trình xử lý chất dinh dưỡng.

Hình 2.4. Quá trình chuyển hóa và loại bỏ nitơ trong hồ sinh học

Đường đậm nét chỉ mối quan hệ định lượng chính của quá trình chuyển hóa nitơ, đường đứt nét chỉ cơ chế loại bỏ khối lượng còn lại của nitơ ra khỏi nước thải. Nguồn: Mara và Pearson, 1986

Hồ làm thoáng nhân tạo

Trong điều kiện đất đai hạn chế và yêu cầu kiểm soát mùi nghiêm ngặt thì có thể cấp ôxy cho hồ sinh học bằng máy khuấy bề mặt hoặc bằng hệ thống phân phối khí nén. Lượng ôxy cấp vào phải phù hợp tối thiểu ở mức một bậc cao hơn cường độ ôxy do hệ vi tảo cung cấp. Hồ sinh học làm thoáng nhân tạo có thể là xáo trộn hiếu khí hoàn toàn, xáo trộn một phần để có các vùng lắng hoặc các vùng phân hủy kỵ khí, phụ thuộc vào kích thước, chủng loại và sự bố trí các thiết bị cấp khí.

Quá trình khuấy trộn bằng sục khí sẽ làm tăng độ đục và nó sẽ cản trở sự xâm nhập ánh sáng vào nước, hạn chế các hoạt động của tảo. Do thời gian lưu nước ngắn, quần xã sinh vật trong hồ làm thoáng nhân tạo không thể phong phú được như trong hồ sinh học tùy tiện. Vi khuẩn là thành phần chủ yếu trong số các loài vi sinh vật  trong hồ.

Vận hành và bảo dưỡng hồ

Làm đầy nước hồ

Khởi động công trình, hay nói cách khác, làm đầy hồ, cần được thực hiện càng sớm càng tốt. Nếu nước được dẫn vào hồ quá muộn, các loại thực vật ven hồ sẽ phát triển nhanh chóng, làm mất tính ổn định của vùng bờ hồ cũng như làm giảm khả năng thấm nước của loại đất quanh hồ.

Lưu lượng nước thải đầu vào thường không đủ để làm đầy hồ ngay. Bên cạnh đó, dùng nước sạch làm đầy hồ sinh học tùy tiện và hồ sinh học xử lý triệt để rất thích hợp để thiết lập sự tồn tại cộng sinh giữa tảo và quần thể vi sinh vật [BCEOM, 1990]. Hồ sinh học kỵ khí và hồ sinh học tùy tiện sơ cấp thường được làm đầy với một nửa thể tích là nước sạch và tăng dần dần lượng nước thải thô vào hồ (nước thải này có thể được bổ sung thêm bùn từ các công trình xử lý khác). Tuy nhiên, biện pháp này tốn kém về thời gian và chi phí, thường ít được sử dụng.

Bảo dưỡng hàng ngày

Bảo dưỡng các thiết bị xử lý sơ cấp: Đây là công việc bắt buộc phải tiến hành thường nhật. Các tạp chất sót lại ở các công trình xử lý sơ cấp phải được vứt bỏ hàng ngày. Công việc này thường chỉ cần dụng cụ cào gạt đơn giản. Các mảnh vụn vỡ sẽ được thu gom và chuyển đến bãi rác công cộng hoặc chôn lấp ở sân phơi.

Làm quang bờ: với nguyên tắc cơ bản là kiểm soát chặt chẽ các loài thực vật ven bờ. Xung quanh hồ không được có các loài cây bụi [U.S. EPA, 1977a]. Cỏ phải được di chuyển đi ngay sau khi cắt gặt để tránh rơi xuống hồ. Các bộ phận ngập dưới nước của thực vật là nơi ẩn náu lý tưởng cho bọ gậy. Phần thực vật nổi trên nước là “đường băng cất cánh” cho muỗi trưởng thành [BCEOM, 1990]. Làm quang bờ có thể được tiến hành thủ công hoặc cơ giới hóa nhưng tránh dùng thuốc diệt cỏ (vì loại hóa chất này sẽ tác động xấu hoặc tiêu diệt quần thể tảo cũng như phá hoại cơ chế xử lý sinh học trong nước hồ).

Làm sạch đường dẫn nước vào và ra khỏi hồ: váng, các chất nổi và các tạp chất khác phải được làm sạch khỏi đường dẫn nước vào và ra khỏi hồ.

Thu gom các hợp chất nổi và thực vật nổi có kích thước lớn: Cần thu gom và loại bỏ các chất nổi, thực vật nổi dạng lớn (hoặc bất kỳ vật thể nào tạo ra bóng râm trên mặt hồ và gây xáo trộn quá trình quang hợp của tảo) ra khỏi hồ sinh học tùy tiện và hồ sinh học xử lý triệt để. Tuy nhiên, cần giữ lại các chất trên trong hồ sinh học kỵ khí vì chúng giúp duy trì môi trường yến khí của hồ và giảm đến mức tối thiểu mùi hôi [U.S. EPA, august 1977a].

Sửa chữa các hư hại ở bờ hồ, hàng rào, cửa…

Tổ chức đội ngũ cán bộ công nhân viên

Để thực hiện công tác vận hành và bảo dưỡng thường nhật, chuỗi hồ sinh học cần có một đội ngũ cán bộ công nhân viên phục vụ. Trình độ nhân viên phụ thuộc vào loại công việc và thiết bị lắp đặt ở đầu vào (ví dụ, với song chắn và thiết bị gạt cặn cơ giới, cần có kỹ sư cơ khí, nhưng không cần với song chắn và thiết bị gạt cặn thủ công), cũng như mức độ hiện đại của phòng thí nghiệm đặt trong khu vực trạm xử lý và cách cắt xén cỏ (thủ công hay dùng máy xén). Trong bảng 2.1 đề xuất tổ chức cán bộ công nhân viên cho hệ thống chuỗi hồ sinh học phục vụ số dân tính toán đến 250000 người. Với hệ thống lớn hơn, số lượng cán bộ công nhân viên có thể tăng theo tỷ lệ.

Hút bùn

Sau một đến ba năm, bùn cần được hút ra khỏi hồ sinh học kỵ khí để đảm bảo dung tích thiết kế của hồ. Khi lượng bùn chiếm 1/3 dung tích hồ, ta cần tiến hành hút bùn. Trong tài liệu [Mara et al., 1992] đưa ra công thức tính toán chu kỳ hút bùn (hút bùn sau khoảng thời gian n năm) như sau:

Trong đó:

V – thể tích hồ sinh học kỵ khí [m³];

P – dân số tính toán;

s – lượng bùn tích tụ bình quân [thường bằng 0.04m³/người.năm].

Dân số tính toán 10 000 25 000 50 000 100 000 250 000
Người quản lý/giám sát 1 1 1
Kỹ sư cơ khía 1 1
Nhân viên thí nghiệmb 1 1 1 2
Trợ lý quản lý 1 2 2 2
Số công nhân 1 2 4 6 10
Lái xec 1 1 1 2
Người lau rửad 1 1 3 5 5
Tổng cộng 2 6 10 15 23

 

    

a) Dòng chảy bề mặt

b) Hệ thống thu nước bãi lọc nhân

tạo dòng chảy ngang-ngầm

c) Hệ thống phân phối nước bãi lọc nhân tạo dòng chảy ngầm

 

 

Lưu ý về chất lượng nước:

∙ Xử lý sơ bộ các chất hữu cơ và kim loại độc hại;

∙ Xử lý sơ bộ nước thải có nồng độ BOD cao;

∙ Duy trì ôxy hoà tan (lớn hơn không).

 

⇒ Tránh ảnh hưởng độc hại lên hệ sinh vật;

Tránh tình trạng thiếu hụt ôxy lớn trong hệ thống;

Cung cấp điều kiện sống tốt cho hệ sinh vật.

Lưu ý về môi trường sống:

∙ Tạo ra sự đa dạng về các yếu tố vật lý;

∙ Kết hợp bố trí các vùng nước sâu;

 

∙ Kiểm soát mực nước;

∙ Bố trí các vùng đất nổi trên diện tích mặt nước;

∙ Tạo ra các khu vực có thể làm tổ;

∙ Cần trồng các loại thực vật da dạng;

 

∙ Kết hợp các kết cấu đứng (như cỏ, bụi cây và cây cao);

∙ Kết hợp sự đa dạng theo chiều ngang như các vùng đất khô, nước nông và sâu;

∙ Kiến tạo các dải bờ đắp đa dạng, không định hình.

Tăng cường sự đa dạng về môi trường;

Tăng cường xáo trộn, tăng thời gian lưu nước và cung cấp môi trường sống lâu dài cho cá;

Kiểm soát sự tăng trưởng của thưc vật;

Cung cấp nơi ẩn náu cho các loài chim và bò sát;

Tăng số lượng nơi có thể làm tổ;

Tạo khả năng thích nghi tối ưu hơn cho các loài động vật;

Tạo sự da dạng về môi trường sống, trú ngụ và làm tổ;

Tạo sự đa dạng về môi trường sống;

Cung cấp sự che phủ và chiều dài dọc theo bờ dài hơn.

Lưu ý về công chúng:

∙ Bố trí nơi đỗ xe và các chỉ dẫn cách tiếp cận an toàn đến khu vực bãI lọc;

∙ Tạo những đoạn đường đi bộ và những điểm quan sát;

∙ Kết hợp với những khu trưng bày;

 

∙ Công bố các khu vực bãI lọc;

∙ Khuyến khích và lập danh sác tuyên dương các hoạt động tình nguyện;

∙ Bố trí các điểm monitoring có thể tiếp cận được;

∙ Tạo những điểm nghiên cứu đời sống hoang dã;

∙ Duy trì các tài liệu kiểm soát.

Thu hút công chúng;

Tạo cho công chúng tiếp cận với môi trường đầm lầy, bãI lọc;

Giới thiệu cho công chúng biết về môi trường bãi lọc cũng như công dụng của nó;

Tạo sự chấp nhận và ủng hộ của cộngđồng;

Nâng cao sự làm chủ để tạo sự ủng hộ của công chúng;

Công bố các số liệu về chất lượng nước chức năng của vùng đầm lầy;

Quan sát hoạt động sống của các loài thú hoang dã mà không ảnh hưởng đến chúng;

Cho công chúng biết về hoạt động của hệ thống.

Khi hút bùn, không nên hút tất cả bùn trong hồ. Một lượng nhỏ bùn cần được giữ lại trong hồ để cung cấp số lượng vi sinh vật cần thiết cho qua trình lên men kỵ khí sau đó. Chiều dày lớp bùn trong hồ sinh học kỵ khí và hồ sinh học tùy tiện có thể được lấy theo phương pháp “chiếc gậy có khăn trắng”. Một chiếc gậy có khăn trắng được buộc bám vào cây sào và dòng theo phương thẳng đứng xuống hồ cho đến khi chạm đáy rồi được rút lên từ từ. Dựa vào vị trí của những bông bùn bám trên gậy, ta có thể dễ dàng xác định được chiều dày lớp bùn trong hồ.

Ta có thể tiến hành hút bùn thường xuyên từ phía rìa của hồ nhờ bơm. Nếu không được hút đều đặn, bùn sẽ tích tụ dần và nén lại dưới đáy hồ. Lớp bùn cũ bị nén chặt này rất khó bơm hút lên và phải dùng xẻng xúc lên. Việc này có thể làm mất khả năng giữ nước của hồ. Nếu bùn không được hút bỏ đi, thể tích hữu ích cũng như hiệu quả xử lý sẽ bị giảm và dẫn tới những hậu quả nghiêm trọng.

Quan trắc và đánh giá hiệu quả hoạt động của hồ

Ngay sau khi xây dựng chuỗi hồ xử lý sinh học, cần lắp đặt hệ thống quan trắc cũng như tiến hành các biện pháp tương ứng kiểm soát quy trình xử lý (đầu vào, chuỗi hồ, đầu ra).Việc kiểm tra định kỳ hàng tháng (nếu có thể, kiểm tra hàng tuần) quy trình xử lý là cần thiết để đánh giá được hiệu quả xử lý của hồ cũng như đáp ứng các tiêu chuẩn quy định của địa phương.

Mẫu nước thải phải đại diện được cho chất lượng nước thải trong công trình. Do chất lượng nước đầu vào thay đổi theo thời gian trong ngày nên cần thiết phải lấy nước thải tại nhiều thời điểm khác nhau. Bởi vậy, cần phải thiết lập một quy trình lấy mẫu thống nhất. Chất lượng nước trong hệ thống chuỗi hồ sinh học phải được đánh giá tối thiểu dựa vào các chỉ tiêu theo yêu cầu của chính quyền địa phương. Nếu có điều kiện, cần phân tích cả tải lượng thủy lực vì chỉ tiêu này đặc trưng cho năng lực hoạt động  của hệ thống xử lý nước thải. Các thông số chủ yếu thường dùng là nhiệt độ, lưu lượng, pH, Ôxy hòa tan, BOD5, hàm lượng chất lơ lửng, chỉ số Coliform, Nitơ và màu nước.

Bảng 2.1. Đề xuất tổ chức cán bộ công nhân viên cho hệ thống hồ xử lý sinh học

a Phụ thuộc số thiết bị sử dụng.

b Phụ thuộc mức độ hiện đại của phòng thí nghiệm.

c Phụ thuộc loại máy xén cỏ được sử dụng.

d Phụ thuộc vị trí và số lượng thiết bị được sử dụng.

Nguồn: Arthur, 1983.

Bảng 2.2  Mẫu bảng ghi chép bảo dưỡng và kiểm tra

2.2 Bãi lọc ngập nước

Khái niệm

Bãi lọc ngập nước (Wetlands) là hệ sinh thái ngậm nước với mực nước nông hoặc xấp xỉ bề mặt đất, và được cấy trồng các loại thực vật trong điều kiện đất ẩm. Thực vật sử dụng năng lượng mặt trời để hấp thụ cacbon từ khí quyển và chuyển hóa thành các chất hữu cơ là nguồn năng lượng cung cấp cho các hoạt động sống và phát triển của các vi khuẩn dị dưỡng (động vật, vi khuẩn và nấm).

Bãi lọc ngập nước có khả năng phân hủy, chuyển hóa các chất hữu cơ và các chất khác. Với khả năng đó, bãi lọc ngập nước nhân tạo được sử dụng để làm sạch nước (xử lý nước thải đô thị, nông nghiệp, công nghiệp và nước mưa). Bãi lọc ngập nước được coi như “quả thận của tạo hóa” (kidneys of the landscape) với những đặc tính về thủy học và các chu trình hóa học, là nơi chứa các chất thải từ các nguồn tự nhiên và nhân tạo [Mitsch và Gosselink, 1993].

Ngoài mục đích dùng để xử lý nước, bãi lọc ngập nước còn có những lợi ích khác như tạo cảnh quan và môi trường sống cho con người và các loài thú. Có thể coi bãi lọc ngập nước như các “siêu thị sinh học” bởi tính đa dạng sinh học của nó.  Nhiều loài muông thú (chim, bò sát, các động vật lưỡng cư, cá v.v…) sống và phát triển trong môi trường bãi lọc ngập nước hoặc sử dụng cánh đồng ngập nước làm nơi cư trú định kỳ với một khoảng thời gian nhất định trong chu trình sống và phát triển [Hammer, 1992].  Bãi lọc ngập nước còn có các giá trị cao về thẩm mỹ.

Các dạng bãi lọc ngập nước nhân tạo

Bãi lọc ngập nước nhân tạo có thể được phân loại theo hình thức nuôi trồng điển hình của các loại thực vật như:  hệ thống thực vật nổi, hệ thống rễ chùm nổi và hệ thống thực vật chìm [Brix và Schierup, 1989]. Hầu hết các hệ thống đều sử dụng các loại cây rễ chùm, tuy nhiên có thể phân loại theo dạng vật liệu sử dụng và chế độ dòng chảy trong hệ thống (Hình 2.5).

Hệ thống dòng chảy bề mặt

Hệ thống dòng chảy bề mặt là hệ thống được thiết kế có lớp nước bề mặt tiếp xúc với không khí. Trong hệ thống dòng chảy ngầm, mực nước được cố định thấp hơn so với bề mặt vật liệu. Đối với hệ thống dòng chảy ngầm ngang, lớp vật liệu luôn được giữ trong trạng thái bão hoà nước; đối với hệ thống dòng chảy đứng, lớp vật liệu không ở trạng thái bão hoà vì nước được cấp không liên tục mà theo các khoảng thời gian nhất định và được thấm qua lớp vật liệu (tương tự như trong hệ thống lọc cát gián đoạn).

Tất cả các dạng bãi lọc ngập nước đều được cấy trồng ít nhất là một loại thực vật có rễ trong một loại vật liệu nào đó (thường là đất, sỏi hoặc cát).  Các chất ô nhiễm được khử nhờ sự phối hợp của các quá trình hóa học, lý học, sinh học, lắng, kết tủa và hấp thụ vào đất, quá trình đồng hóa bởi thực vật và các sự chuyển hóa bởi các vi khuẩn [Brix, 1993; Vymazal và các cộng sự, 1998].

Bãi lọc ngập nước tự nhiên có diện tích từ nhỏ hơn 1 ha cho tới hơn 1000 ha; khoảng 50% có diện tích trong khoảng 10 đến 100 ha.  Bãi lọc ngập nước nhân tạo dòng chảy bề mặt thường có diện tích nhỏ hơn: khoảng 60 % có diện tích nhỏ hơn 10 ha. Thông thường, tải lượng thủy lực trong các bãi lọc tự nhiên thường nhỏ hơn so với các bãi lọc nhân tạo do không được thiết kế cho mục đích xử lý nước thải [Kadlec and Knight, 1996].  Các hệ thống được thiết kế cho mục đích xử lý nước thải có nồng độ nitơ và phôtpho thấp (hoặc lưu giữ hoàn toàn) thường có tải lượng bề mặt rất thấp, ngược lại đối với các hệ thống được thiết kế để xử lý các chất hữu cơ (BOD) và chất lơ lửng thường có tải lượng bề mặt cao hơn. Chiều sâu mực nước trong hệ thống khoảng 5 đến 90 cm, thông thường là 30 đến 40 cm.  Hệ thống dòng chảy bề mặt thường được sử dụng để xử lý bổ sung và được bố trí sau các loại hồ sinh học tuỳ tiện hoặc hồ hiếu khí trong dây chuyền xử lý nước thải.

 

Hình 2.5. Hệ thống XLNT sử dụng thực vật nổi.

a) Hệ thống dòng chảy bề mặt, dạng hồ; b) hệ thống dòng chảy ngầm ngang, dạng bãi lọc chống thấm; c) Hệ thống dòng chảy ngầm đứng, dạng bãi lọc chống thấm [Brix, 1993].

Hệ thống dòng chảy ngầm

Ở châu Âu, các hệ thống bãi lọc dòng chảy ngầm qua đất và sỏi đã được ứng dụng và xây dựng rất phổ biến. Sậy (Phragmites australis) là loại thực vật được cấy trồng phổ biến nhất trong hầu hết các hệ thống, một số hệ thống có trồng thêm các loại thực vật khác. Đất hoặc sỏi thường được dùng làm vật liệu trong các bãi lọc vì chúng có khả năng duy trì dòng chảy ngầm. Các hệ thống sử dụng đất thường gập các vấn đề về dòng chảy tràn bề mặt, đối với các hệ thống sử dụng sỏi thường gập các hiện tượng tắc dòng. Hệ thống dòng chảy ngầm thường có diện tích bề mặt nhỏ (<0,5 ha) và tải lương thủy lực lớn hơn so với hệ thống dòng chảy bề mặt.

Ở châu Âu, các hệ thống dòng chảy ngầm thường được sử dụng để xử lý bậc hai đối với nước thải sinh hoạt từ các khu vực nông thôn có dân số khoảng 4400 dân. Ở Bắc Mỹ, hệ thống này được sử dụng để xử lý bậc ba đối với nước thải sinh hoạt từ các khu vực có dân số lớn hơn.

Cơ chế xử lý trong bãi lọc ngập nước nhân tạo

Cơ chế xử lý chính đối với các thành phần nitơ trong bãi lọc ngập nước nhân tạo là các quá trình nitrat hóa và khử nitrat [Gersberg và Goldman, 1983; Reddy và các cộng sự, 1989]. Tại các  vùng hiếu khí, các vi khuẩn nitrat hóa ôxy hóa amôni thành nitrat, tại các vùng thiếu khí các vi khuẩn khử nitrat chuyển hóa nitrat thành khí nitơ (N2). Ôxy cần thiết cho quá trình nitrat hóa được cung cấp từ không khí và từ hệ rễ thực vật. Trong hệ thống dòng chảy ngầm đứng với hình thức tưới gián đoạn, khả năng ôxy hóa cao hơn nên hiệu quả nitrat hóa đạt cao hơn nhiều so với hệ thống đất bão hoà nước. Cây trồng hấp thụ nitơ và tổng hợp thành sinh khối. Tuy nhiên sự hấp thụ nitơ bởi cây trồng thường có tốc độ thấp hơn so với quá trình khử nitrat.

Ngoài ra, sự phân hủy các chất ô nhiễm cũng được thực hiện bởi các quá trình khác. Các vùng kỵ khí cũng thường được hình thành trong bãi lọc ngập nước nhân tạo, và các chất ô nhiễm cũng được khử trong điều kiện kỵ khí tại các vùng này. Các vi khuẩn kỵ khí có thể phân hủy các hợp chất hữu cơ và khử nitrat. Quá trình khử nitrat chỉ có thể xảy ra trong điều kiện không có ôxy và giàu cacbon hữu cơ (nguồn dinh dưỡng cho các vi khuẩn khử nitrat).

Quá trình khử phôtpho trong bãi lọc ngập nước xảy ra chủ yếu bởi các phản ứng hấp thụ và kết tủa cùng các nguyên tố khóang chất như nhôm (Al), sắt (Fe), canxi (Ca), và mùn sét trong đất trầm tích [Richardson, 1985]. Các trạng thái đất ẩm và khô trong các giai đoạn luân phiên làm tăng khả năng cố định phôtpho trong lớp trầm tích [Bayley et al., 1985; Sah and Mikkelsen, 1986]. Sự hấp thụ phôtpho bởi thực vật đóng vai trò quan trọng trong hệ thống có tải lượng bề mặt thấp  [Reddy và De Busk, 1985; Breen, 1990].

Các virus, mầm bệnh  được khử trong bãi lọc ngập nước bằng các quá trình lắng, lọc và tiêu hủy tự nhiên trong môi trường không thuận lợi [Lance và cộng sự, 1976; Gersberg và cộng sự, 1987; Watson và cộng sự, 1989].  Ngoài ra, các vi khuẩn cũng bị ảnh hưởng bởi các chất kháng sinh tiết ra từ hệ thống rễ thực vật [Seidel và cộng sự, 1978]. Bức xạ tử ngoại cũng đóng vai trò lớn trong quá trình khử trùng đối với hệ thống có lớp nước bề mặt.

Một phần nhỏ các nguyên tố kim loại cũng được hấp thụ và kết hợp cùng các khóang chất hữu cơ và được tích tụ trong bãi lọc ngập nước dưới dạng trầm tích.  Sự hấp thụ bởi thực vật và chuyển hóa bởi các vi khuẩn cũng có thể đóng vai trò quan trọng trong xử lý kim loại [Watson và cộng sự, 1989].

Khả năng xử lý

Tất cả các dạng bãi lọc ngập nước đều có khả năng khử chất lơ lửng với hiệu quả cao. Nồng độ chất lơ lửng trong nước sau xử lý trung bình nhỏ hơn 20 mg/l và thường dưới 10 mg/l.  Đối với hệ thống dòng chảy bề mặt có diện tích mặt nước tiếp xúc với không khí lớn, hiệu quả xử lý chất lơ lửng thường thấp hơn do khả năng phát triển của các loại rong, tảo. Các bãi lọc loại này cần được thiết kế có độ sâu mực nước thấp, cấy trồng các loại thực vật nổi với mật độ lớn tại khu vực thu nước để loại bỏ tảo trước khi xả nước ra nguồn tiếp nhận. Thực vật nổi trồng trên bề mặt nước sẽ hạn chế khả năng phát triển tảo do ngăn cản quá trình quang hợp của các loài thực vật sống trong nước.

Bãi lọc ngập nước có khả năng xử lý BOD cao, nồng độ BOD trong nước sau xử lý thường nhỏ hơn 20 mg/l. Trong tất cả các dạng bãi lọc đều có chu trình tuần hoàn cacbon riêng sản sinh lượng BOD thấp (1÷3 mg/l), vì vậy BOD trong nước sau xử lý thường trong mức giới hạn thấp [Kadlec và Knight, 1996]. Thậm chí đối với những khu vực có điều kiện khí hậu thấp hoặc có khả năng đóng băng vào mùa đông, BOD trong nước sau xử lý vẫn đạt ở mức thấp [Brix, 1998].

Khả năng khử nitơ và phôtpho của bãi lọc ngập nước nhân tạo có thể không ổn định và phụ thuộc vào các đặc tính thiết kế và tải lượng chất bẩn. Sự gia tăng lượng sinh khối dư và các khóang chất là cơ sở bền vững cho quá trình khử phôtpho trong bãi lọc ngập nước. Để đạt được hiệu quả xử lý phôtpho thường phải mất một thời gian lâu. Bãi lọc dùng trong mục đích xử lý phôtpho thường lớn và tiếp nhận nước thải loãng hoặc nước thải đã được xử lý sơ bộ. Bãi lọc ngập nước có khả năng xử lý nitơ dễ hơn so với phôtpho. Các hợp chất nitơ được các vi khuẩn chuyển hóa thành khí nitơ và thóat vào khí quyển. Quá trình ôxy hóa thường giới hạn khả năng khử nitơ, vì vậy cấu tạo của bãi lọc và thành phần các chất ô nhiễm trong nước thải có ảnh hưởng lớn tới khả năng khử nitơ. Các hệ thống dòng chảy ngầm thường đạt hiệu quả khử nitơ ở mức 30÷40%; đối với hệ dòng chảy bề mặt có tải trọng bề mặt thấp hơn và thường có hiệu quả khử nitơ đạt cao hơn 50%.

Bãi lọc ngập nước có khả năng lưu giữ tốt một số kim loại nặng. Tuy nhiên khả năng lưu giữ kim loại của bãi lọc thường có giới hạn nhất định, trong trường hợp quá tải, nồng độ kim loại có thể đạt ngưỡng gây độc cho hệ thực vật trong hệ thống. Vì vậy không nên sử dụng bãi lọc ngập nước để xử lý các loại nước thải có nồng độ kim loại nặng cao.

Bãi lọc ngập nước nhân tạo có khả năng khử vi trùng thông qua các quá trình tiêu hủy tự nhiên, nhiệt độ thấp, bức xạ tử ngoại, thức ăn của các loại động vật trong hệ thống, lắng đọng. Thông thường thời gian lưu giữ nước trong bãi lọc lâu nên khả năng khử khuẩn cao đặc biệt là đối với hệ thống bãi lọc ngập nước trồng cây.

Các loại thực vật trồng trong bãi lọc thường có năng suất phát triển cao vì thế nhu cầu hấp thụ các chất dinh dưỡng cũng đáng kể. Khả năng hấp thụ của thực vật có thể khử các chất dinh dưỡng trong nước thải, chuyển hóa thành sinh khối và được định kỳ thu hoạch ra khỏi hệ thống. Tuy nhiên, bãi lọc ngập nước nhân tạo được sử dụng với mục đích xử lý nước thải, lượng chất dinh dưỡng được khử do thu hoạch cây trồng thường không đáng kể so với tải lượng dinh dưỡng cần loại bỏ từ nước thải  (xem cụ thể tại phần chức năng của thực vật).

Lợi ích của bãi lọc ngập nước nhân tạo

Tất cả các dạng bãi lọc tự nhiên hay nhân tạo đều góp phần phát triển đa dạng sinh học của các loài động vật và thực vật và có giá trị thẩm mỹ đối với cộng đồng.

Sự phát triển của hệ sinh vật và chuỗi dinh dưỡng trong bãi lọc ngập nước

Các dạng thực vật phát triển và chuỗi dinh dưỡng của chúng phụ thuộc vào môi trường vật lý trong bãi lọc. Các bãi lọc ngập nước tự nhiên là những hệ sinh thái có năng suất phát triển cao do sự phong phú về nước và các chất dinh dưỡng có trong tầng đất bề mặt của trái đất [Mitsch và Gosselink, 1993].  Ví dụ, trong hệ thống bãi lọc ngập nước bề mặt có mực nước nông, các thực vật nổi sẽ hạn chế sự phát triển của tảo trong nước do khả năng tạo bóng ngăn cản quá trình quang hợp của các loại thực vật trong nước như rong, tảo. Nếu sự phát triển của tảo là cần thiết nhằm tăng cường chuỗi thức ăn cho các loài thủy sinh (như cá, tôm, cua…), thì hệ thống cần được thiết kế với mực nước sâu và có không gian mặt nước.  Ngược lại, để phục vụ cho mục đích xử lý chất lơ lửng và tảo, bãi lọc ngập nước cần có mực nước bề mặt nông và cấy trồng các loại thực vật nổi đặc biệt là tại khu vực thu nước ra khỏi hệ thống nhằm ngăn cản sự phát triển của tảo. Trong một số trường hợp, ngoài mục đích làm sạch và nâng cao chất lượng nước, bãi lọc ngập nước nhân tạo còn có công dụng nuôi trồng các sản phẩm địa phương như nuôi trai nước sạch hoặc tạo điều kiện giải trí như câu cá… Tuy nhiên cần có sự quan tâm chặt chẽ tới các công tác quản lý và vận hành đối với các loại bãi lọc ngập nước dùng cho mục đích nuôi tôm hoặc các dạng thủy sản khác đặc biệt là ảnh hưởng của vi khuẩn và mầm bệnh.

Môi trường sống của các loài chim và động vật hoang dã

Một trong những lợi ích của bãi lọc ngập nước nhân tạo là khả năng tạo môi trường sống và làm phong phú các loài chim. Tăng cường sự đa dạng của các yếu tố vật lý trong bãi lọc ngập nước sẽ làm tăng tính đa dạng sinh học trong hệ thống. Ví dụ, số lượng các loài chim nước sẽ tăng nếu mặt bằng bãi lọc được thiết kế xen kẽ các phần không gian mặt thóang nước mặt phủ thực vật nổi và tạo các khu vực đất nổi. Các loài chim lội như cò, sếu ưa sống tại các khu vực có mực nước nông, có các loại thực vật thưa, các vùng đầm ven biển và các khu vực tiếp giáp giữa các vùng nước sâu và đất khô có môi trường thuận lợi cho việc sinh sản của các loài cá là nguồn thức ăn của các loài chim lặn và lội.  Các bãi lọc ngập nước rộng có khả năng cung cấp nguồn thức ăn và môi trường sống tốt cho các loài chim ăn thịt như chim ưng, diều hâu. Nếu cùng tồn tại các loại cây sống và chết trong bãi lọc sẽ tạo điều kiện cho các loài chim xây tổ và sinh sống lâu dài. Các loại động vật có vú như các loài chuột, cũng có thể sống và tồn tại trong các bãi lọc nhân tạo. Để có được các lợi ích như thu hút sự phát triển của các loài chim, các bãi lọc nhân tạo cần được đầu tư, có chi phí vận hành và sự chấp nhận, ủng hộ của cộng đồng.

Lợi ích đối với con người

Con người có thể sử dụng bãi lọc nhân tạo cho các mục đích tạo cảnh quan và giải trí. Các bãi lọc ngập nước lớn có thể sử dụng cho mục đích câu cá hoặc săn bắn và gieo trồng các loại cây ăn quả như đậu hạt …

Các bãi lọc ngập nước nhân tạo cần được thiết kế kết hợp sử dụng cho các mục đích giải trí như tập thể dục buổi sáng, đi bộ, chạy, đi xe đạp và ngắm các loài thú hoang dã. Một số bãi lọc nhân tạo lớn có thể được thiết kế kết hợp thành các công viên sinh thái phục vụ cho các mục đích giải trí của cộng đồng. Việc dạo chơi trên các đường mòn và ngắm phong cảnh giúp cho công chúng có được thời gian thư giãn đồng thời cảm nhận được sự đa dạng của cuộc sống tự nhiên trong các bãi lọc. Mục đích phục vụ giải trí sẽ giúp cho cộng đồng hòa nhập với tự nhiên và chấp nhận sự có mặt của các bãi lọc nhân tạo bên cạnh các đô thị. Đây là yếu tố quan trọng nhằm lôi cuốn sự ủng hộ của công chúng trong các công tác xây dựng, bảo vệ và duy trì hoạt động của các bãi lọc.\

Cấu trúc bãi lọc ngập nước nhân tạo

Các bãi lọc ngập nước nhân tạo phục vụ mục đích xử lý nước thải có thể được phân loại theo hình thức phân phối nước và hướng của dòng chảy. Các đặc tính thủy lực của dòng chảy trong hệ thống có ý nghĩa quan trọng tới công tác thiết kế, vận hành và bảo dưỡng. Vì vậy các loại hệ thống dòng chảy ngang và dòng chảy đứng sẽ có những đặc điểm khác nhau cơ bản về cấu trúc.

Bãi lọc ngập nước nhân tạo dòng chảy ngang

Phân đơn nguyên

Bãi lọc ngập nước nhân tạo cần được thiết kế có số đơn nguyên ít nhất là 2, các đơn nguyên được vận hành song song. Số đơn nguyên có thể nhiều hơn 2, tuy nhiên cần xem xét tới các yếu tố kinh tế, địa lý, yêu cầu về chất lượng nước sau xử lý. Tăng số đơn nguyên sẽ làm tăng diện tích, số lượng hệ thống phân phối và thu nước và làm tăng chi phí đầu tư của hệ thống.

Hình dạng của các đơn nguyên và bờ đắp phân cách cũng là các yếu tố quan trọng. Tạo ra các vùng sâu trong các đơn nguyên sẽ có ích cho quá trình xử lý. Thiết kế bãi lọc với hình dạng bất quy tắc sẽ làm tăng khả năng quản lý về thủy lực và phân phối nước, làm giảm khả năng xuất hiện dòng chảy tắt trong hệ thống và làm tăng chất lượng nước sau xử lý.

Tỷ lệ giữa các kích thước (chiều dài/ chiều rộng) của bãi lọc được xác định dựa trên các đặc tính thủy lực của hệ thống và cần xem xét tới các yếu tố như địa hình khu vực, diện tích xây dựng có thể và các tác động của hệ thống tới môi trường xung quanh. Thông thường, tỷ lệ giữa chiều dài và chiều rộng của bãi lọc thường được lấy lớn hơn hoặc tối thiểu bằng 4.

Cấu trúc hệ thống phân phối nước và thu nước

Hệ thống phân phối và thu nước là các thành phần chính của bãi lọc. Cấu trúc của hệ thống phân phối nước có ảnh hưởng lớn tới hiệu quả xử lý của bãi lọc ngập nước. Hệ thống phân phối và thu nước cần được thiết kế đảm bảo phòng chống được các sự cố, có khả năng điều chỉnh lưu lượng dòng chảy, đơn giản, thuận tiện trong vận hành và bảo dưỡng. Hệ thống phân phối và thu nước thường được trang bị các thành phần như ống, van khóa, hố van, giếng phân dòng, rãnh, mương. Đối với các khu vực có khí hậu lạnh, băng tuyết vào mùa đông, hệ thống phân phối nước cần được bố trí ngầm và có các biện pháp ngăn ngừa đóng băng nước trong đường ống như bọc cách nhiệt hoặc trang bị các thiết bị nhiệt.

Hệ thống thu nước cần được thiết kế đảm bảo khả năng thu hồi, điều chỉnh được mực nước trong bãi lọc đồng thời có thể thóat toàn bộ nước khỏi hệ thống khi cần thiết. Trên hình 2.6 mô tả các phương án cấu tạo hệ thống phân phối và thu nước.

Bãi lọc nhân tạo có dòng chảy đứng

Trong bãi lọc nhân tạo dòng chảy ngang thường có những vùng đất bão hoà nước, tại đó hàm lượng ôxy thấp, khả năng nitrat hóa tại những vùng này bị hạn chế nên bãi lọc thường đòi hỏi có diện tích lớn. Để tăng khả năng truyền dẫn ôxy đến các tầng đất, một dạng bãi lọc khác được áp dụng với thiết kế dòng chảy đứng và sử dụng các vật liệu không bão hòa nước như cát hoặc đá sỏi. Vì những vật liệu này không bão hoà nước nên những hệ thống dòng chảy đứng có khả năng truyền dẫn ôxy cao hơn. Những bãi lọc nhân tạo dòng chảy đứng đòi hỏi diện tích nhỏ hơn, có khả năng nitrat hóa cao hơn và vì vậy được áp dụng phổ biến hơn ở những nơi có các quy định chặt chẽ về chất thải. Một vài các nước châu Âu như áo, Đan Mạch, Pháp, và Đức đã ban hành các tài liệu hướng dẫn chính thức về thiết kế và xây dựng bãi lọc nhân tạo dòng chảy đứng.

Thành phần cơ bản của bãi lọc nhân tạo dòng chảy đứng bao gồm phần xử lý sơ bộ; hệ thống bơm; lớp cát lọc; một hệ thống phân phối nước trên bề mặt và hệ thống ống thu nước dưới đáy để thu nước sau xử lý.

Nước thải bắt buộc phải được xử lý sơ bộ trước khi phân phối lên bề mặt bãi lọc dòng chảy đứng để giảm thiểu nguy cơ tắc trong hệ thống ống và lớp vật liệu lọc đứng. Tuy nhiên cũng có những hệ thống hoạt động với công đoạn xử lý sơ bộ nước thải chỉ hạn chế loại bỏ những vật lớn có kích thước hơn 2mm, nhưng những hệ thống này đòi hỏi phải có diện tích bãi lọc lớn hơn và hoạt động cũng khác các hệ thống truyền thống.

Nước thải đã xử lý sơ bộ được phân phối trên bề mặt của bãi lọc có cấy trồng thực vật (hình 2.7). Các chất ô nhiễm được xử lý bởi các VSV phát triển trong lớp cát lọc và các chùm rễ cây. Điều quan trọng là lớp vật liệu lọc không được bão hoà hoặc ngập nước để đảm bảo khả năng duy trì mức độ ôxy cao trong lớp vật liệu lọc [Brix and Schierup, 1990].

Hình 2.7. Sơ đồ cấu tạo bãi lọc nhân tạo dòng chảy đứng.
Lau sậy (Phragmites australis) là thực vật thường được dùng để gieo trồng, tuy nhiên các loại thực vật khác có khả năng chịu được môi trường nước thải cũng có thể được sử dụng. Chức năng chính của thực vật là không làm hệ thống bãi lọc bị tắc. Nếu như hệ thống bãi lọc được xây dựng ở các vùng ôn đới thì sự có mặt của thực vật cũng giúp cho hệ thống không bị đóng băng vào mùa đông [Brix, 1994; Brix, 1997]. Sau khi thấm qua hệ thống lọc, nước thải đã xử lý được thu bởi hệ thống ống thoát có thông khí bố trí ở dưới đáy lớp vật liệu lọc. Để tăng cường khả năng xử lý nitơ, nước sau xử lý có thể được tuần hoàn lại công đoạn xử lý ban đầu hoặc về giếng bơm để tăng cường khả năng khử nitrat và ổn định hoạt động của hệ thống.

Hình 2.8. Mặt cắt đứng bãi lọc dòng chảy đứng

Độ sâu thông thường của hệ thống lọc tối thiểu là 1,4m bao gồm tầng thu nước tối thiểu 0,2 m gia cố bằng đá cuội, sỏi thô; lớp vải địa kỹ thuật; 1,0m cát lọc, và trên cùng là một lớp phủ bề mặt 0,2 m. Thêm vào đó, phần bờ bao xung quanh cao 0,2 m để ngăn nước tràn từ khu vực xung quanh vào bãi lọc. Tại đáy bãi lọc phải được lót bằng màng chống thấm dày ít nhất 0,5mm. Màng chống thấm đựơc bảo vệ bởi hai lớp vải địa kỹ thuật trên và dưới. Tầng thu nước có bố trí hệ thống ống thu nước được gia cố phía trên bằng sỏi thô (d 8 ÷16 mm). Các ống thu nước được nối một đầu với ống thoát nước chính để thoát nước từ đáy bãi lọc ra giếng thu bên ngoài. Các ống đứng thông hơi cho hệ thống thu nước được bố trí cao hơn bề mặt bãi lọc khoảng 0,3 m (hình 2.8) để thông khí cho hệ thống thu nước và lớp vật liệu lọc.

Vật liệu lọc có thể là cát với cỡ hạt từ  0,25 đến 4 mm, và hệ số đồng nhất. Tỷ lệ tạp chất trong vật liệu lọc như các thành phần đất sét và phù sa (cỡ hạt nhỏ hơn 0,125mm) phải thấp hơn 0,5%. Trong thực tế, chỉ sử dụng cát đã được rửa. Chiều sâu công tác tối thiểu là 1,0m, và bề mặt bãi lọc cần san phẳng. Để cát lọc không trôi xuống tầng thu nước, cần bố trí lót ngăn cách giữa hai tầng bằng một lớp vải địa kỹ thuật mở hoặc bằng một lớp cuội sỏi để ngăn không cho cát lọt qua và làm tắc tầng thoát nước. Chú ý không nên nén chặt cát trong quá trình thi công và vì vậy không nên dùng máy móc hạng nặng trên nền bãi lọc trong quá trình thi công xây dựng.

Nước thải được phân phối đều trên bề mặt bãi lọc bởi hệ thống ống phân phối có áp. Các ống này nên có đường kính thích hợp để có thể dẫn nước và không bị tắc và cần có lỗ đặt ở đáy ống với khoảng cách lỗ là 0,4 ÷ 0,7m. Điều quan trọng là toàn bộ hệ thống hoạt động dưới áp lực trong một khoảng thời gian đủ dài để đảm bảo sự phân phối đều nước trên toàn bộ bề mặt bãi lọc. Trong thực tế, lưu lượng bơm ít nhất phải lớn gấp 3 lần lưu lượng của hệ thống phân phối để đảm bảo cho nước luôn bao phủ bề mặt. Tần suất thông thường vào khoảng 8 ÷ 12 lần một ngày và khi nước được tuần hoàn lại trong hệ thống thì tần suất có thể tăng đến 16 ÷ 24 lần một ngày.

Tác động môi trường

Các vấn đề có thể nảy sinh

Chất lượng nước và môi trường sống ở bãi lọc nên phù hợp với một số sinh vật có thể kiểm soát trứng muỗi một cách tự nhiên như cá và các côn trùng khác. Ngăn ngừa khả năng tiếp cận đến những vùng có các loài bò sát độc như rắn độc và cá sấu. Các sự cố ngoài mong muốn (chết đuối) cũng là một vấn đề có thể xảy ra ở những vùng nước sâu. Chính vì vậy mà các lối đi trên vùng nước sâu nên có lan can bảo vệ. Không nên tiêu thụ cá và động vật hoang dã từ các bãi lọc.

Thc vt trong bãi lc

Phần lớn thực vật thủy sinh ở các bãi lọc là các loại thực vật vĩ mô (macrophytes) bao gồm các loại cây sống dưới nước như thực vật hạt kín, bèo, rêu nước và một số loại tảo lớn. Thực vật sử dụng năng lượng mặt trời để đồng hoá các bon vô cơ từ không khí và sản sinh vật chất hữu cơ, những chất này cung cấp năng lượng cho động vật, vi khuẩn và nấm. Chúng cũng có khả năng phân hủy và chuyển đổi các chất hữu cơ và các chất khác. Thực vật cũng có vai trò nhất định trong xử lý nước thải. Có ba loại thực vật điển hình thường được dùng trong các bãi lọc (hình 2.9), được phân loại theo hình thức sống và phát triển [Brix and Schierup, 1989; Cronk and Fennessy, 2001; Wetzel, 2001]:

Thực vật nổi trên mặt nước: là loại phổ biến ở vùng đầm lầy, mọc vào khoảng 50 cm dưới mặt đất và tới độ sâu của nước khoảng 150 cm hoặc lớn hơn. Nói chung, chúng có thân và lá mọc trên mặt nước và có bộ thân rễ dài. Loại này có thể sống ở những vùng ngập nước vì thường là các loài thực vật thân rỗng hoặc có những lỗ lớn bên trong làm tăng khả năng vận chuyển ôxy xuống hệ rễ.

Thực vật sống trôi nổi trên mặt nước: bao gồm các loài có rễ mọc ở tầng đáy nông và những loài sống trôi nổi trên mặt nước.

Thực vật sống chìm dưới nước: có các mô quang hợp hoàn toàn chìm dưới nước nhưng thường có hoa nổi trên mặt nước.

 

 

Các bộ phận của thực vật Vai trò trong xử lý
Những mô nổi trên mặt nước Giảm ánh sáng → giảm sự phát triển của các phiêu sinh vật;

ảnh hưởng đến khí hậu tại khu vực → cách nhiệt về mùa đông;

Giảm sức gió  → giảm nguy cơ xáo trộn;

Tạo cảnh quan đẹp;

Tích tụ chất dinh dưỡng.

Những mô chìm dưới nước Có tác dụng lọc → lọc các vật thể trong dòng nước thải;

Giảm tốc độ dòng chảy → tăng tốc độ lắng đọng, giảm nguy cơ xáo trộn;

Cung cấp bề mặt dính bám cho các màng sinh học;

Nhả khí ôxy thông qua quá trình quang hợp → tăng cường quá trình phân hủy hiếu khí;

Tiêu thụ chất dinh dưỡng.

Rễ và thân rễ trong lớp bùn Gia cố bề mặt lớp bùn lắng đọng → ít sói mòn;

Chống tắc nghẽn trong hệ thống dòng chảy đứng;

Nhả khí ôxy làm tăng cường quá trình phân hủy hiếu khí và nitrat hoá;

Tiêu thụ chất dinh dưỡng;

Làm phát sinh các chất kháng sinh.

Bảng 2.4. Các vai trò cơ bản của thực vật trong bãi lọc nhân tạo (Nguồn: Brix, 1997)

Vai trò quan trọng nhất của thực vật trong chức năng XLNT của bãi lọc là dựa trên các đặc tính vật lý của các mô thực vật như kiểm soát sói mòn, lọc nước, tạo nơi sống và hoạt động cho các VSV. Sự trao đổi chất của thực vật (sự hấp thu, thải khí ôxy,v.v…) ảnh hưởng đến việc xử lý nước theo những cấp độ khác nhau tuỳ theo thiết kế. Thực vật còn có vai trò đáng quý khác như tạo cảnh quan, môi trường sống cho các loài thú hoang dã. Bảng 2.4 tóm tắt các vai trò cơ bản của thực vật trong bãi lọc nhân tạo.

Đặc tính vật lý

Sự có mặt của thực vật trong các bãi lọc làm giảm tốc độ dòng chảy [Pettecrew and Kalff, 1992; Somes và cộng sự, 1996], tạo ra điều kiện tốt hơn cho quá trình lắng đọng các chất rắn, giảm nguy cơ sói mòn và xáo trộn, tăng thời gian tiếp xúc giữa nước và thực vật. Trong các hệ thống dòng chảy đứng, thực vật với các chức năng hoạt động của hệ rễ làm giảm nguy cơ tắc nghẽn dòng chảy trong lớp vật liệu lọc [Bahlo and Wach, 1990].

Thực vật bao phủ bãi lọc giống như tấm màng sinh học ngăn giữa không khí và đất ẩm hoặc bề mặt nước tạo ra sự khác biệt có ý nghĩa của nhiều thông số môi trường. Giảm tốc độ gió gần mặt đất hoặc mặt nước làm giảm sự xáo trộn của các chất lắng, vì vậy có thể loại bỏ các chất rắn khỏi nước thải bởi quá trình lắng đọng. Tuy nhiên nhược điểm của việc giảm tốc độ gió gần bề mặt nước là giảm khả năng làm thoáng trong nước.

Các tán lá thực vật ngăn khả năng truyền ánh sáng mặt trời, làm cho quá trình sinh sôi của tảo duới tán cây bị chậm lại. Đối với các vùng khí hậu ôn đới, cây cỏ có thể giữ cho đất khỏi bị đóng băng khi có tuyết bao phủ vào mùa đông.

Các tác động  đến khả năng truyền dẫn thủy lực trong đất

Khi tính toán các thông số thủy lực trong bãi lọc dòng chảy ngầm không nên giả thiết rằng khả năng truyền dẫn thủy lực tăng là do sự phát triển của rễ cây và thân rễ. Tuy nhiên, sự có mặt của thực vật có thể ngăn ngừa hiện tượng tắc dòng chảy trong bãi lọc dòng chảy đứng và những bãi ổn định bùn cặn. Sự phát triển của rễ cây và sự chuyển động của thân cây dưới tác dụng của gió làm tăng khả năng thấm nước của đất.

Tạo bề mặt cho các vi sinh vật phát triển

Thân và lá cây cũng như rễ và thân rễ của thực vật đóng vai trò như vật liệu lưu giữ tạo bề mặt dính bám cho sự phát triển của màng sinh học (MSH) cấu thành từ các loài tảo quang hợp và các VSV. Những MSH này và các MSH bám trên bề mặt các vật liệu khác trong bãi lọc bao gồm cả các mô thực vật đã chết, là nơi diễn ra hầu hết các quá trình xử lý sinh học trong bãi lọc.

Sự hấp thụ chất dinh dưỡng

Thực vật trong bãi lọc cần có chất dinh dưỡng để sống và phát triển và chúng hấp thu chất dinh dưỡng chủ yếu qua bộ rễ. Một vài loài hấp thụ qua thân cây mọc dưới nước và lá từ môi trường nước xung quanh. Vì các thực vật trong bãi lọc thường phát triển rất tốt nên có một lượng đáng kể các chất dinh dưỡng trong phần sinh khối mới tạo thành. Khả năng hấp thu chất dinh dưỡng của thực vật lớn và vì vậy lượng chất dinh dưỡng có thể thu được (nếu như thu hoạch lượng sinh khối mới đó) vào khoảng 30 đến 150 kg P ha-1 năm-1 và 200 đến 2500 kg N ha-1 năm-1 [Brix and Schierup, 1989; Gumbricht, 1993a; Gumbricht, 1993b; Brix, 1994]. Nếu như không được thu hoạch thì lượng dinh dưỡng trong thực vật sẽ phân hủy và trở về với nước.

Cung cấp  ôxy qua rễ cây

Thực vật trong bãi lọc thải ôxy qua bộ rễ.

Các loài thực vật thân rỗng với hệ thống khí đối lưu bên trong có nồng độ ôxy tích tụ bên trong thân và rễ cây cao hơn các loài chỉ dựa và sự trao đổi ôxy khuếch tán [Armstrong and Armstrong, 1990]. Dòng khí đối lưu làm tăng đáng kể độ dài có khả năng làm thoáng của rễ so với độ dài làm thoáng theo cơ chế khuếch tán [Brix, 1994]. Vì vậy thực vật thân rỗng với cơ chế dòng khí đối lưu có tiềm năng giải phóng ra nhiều ôxy từ rễ hơn là các loài không có cơ chế này. Ôxy được giải phóng ra từ đầu rễ có tác dụng ôxy hoá và khử độc các chất có hại có trong hệ thân rễ. Ngoài ôxy ra, rễ cây cũng thải ra các chất khác như các chất kháng sinh, các hợp chất làm ảnh hưởng đến sự sinh trưởng của các loài khác, các hợp chất hữu cơ như cacbon hữu cơ).

Các vai trò khác

Thực vật trong những hệ thống bãi lọc lớn làm phong phú và đa dạng hóa các loài động vật hoang dã như là chim hoặc bò sát. Thực vật cũng có vai trò quan trọng đối với môi trường và có giá trị kinh tế như là hoa quả, thực vật năng lượng sinh học, thức ăn gia súc và thẩm mỹ. Vì các bãi lọc nhân tạo sử dụng cho mục đích làm sạch và tăng cường chất lượng nước thường yêu cầu sử dụng diện tích mặt bằng lớn, nên ở một số vùng có thể dùng hệ thống này để nuôi trồng các loại cây có giá về trị kinh tế, năng lượng hoặc thực phẩm. Việc lựa chọn nuôi trồng loại cây nào có thể mang lại giá trị lợi nhuận còn phụ thuộc vào các yếu tố như chất lượng nước, điều kiện sức khoẻ, khí hậu và giá trị kinh tế.

Vận hành và bảo dưỡng

Khởi động hệ thống

Cũng giống các hệ thống sinh học khác, các thành phần trong bãi lọc cần phải thích nghi trước khi có thể XLNT đạt hiệu suất cao và ổn định. Khi hệ thống đã được xây dựng xong, việc đầu tiên là phải kiểm tra các bộ phận điều phối nước như là bơm (nếu có), hệ thống phân phối và các van. Bước tiếp theo là bắt đầu nạp tải từng bước cho hệ thống; cũng nên áp dụng quy trình tương tự cho việc nạp tải các chất ô nhiễm để cho các sinh vật sống quen dần với sự thay đổi điều kiện hoá học khắc nghiệt trong hệ thống do nước thảI gây nên. Điều này có thể ảnh hưởng đến thực vật và sự phát triển của màng sinh vật.

Làm cỏ

Trong những năm đầu trồng cây, cỏ có thể mọc rất nhiều đặc biệt là trên những luống đất. Phương pháp làm cỏ hiệu quả nhất là tưới ngập nước. Tuy nhiên lau sậy không chịu được quá nhiều nước đặc biệt trong giai đoạn đầu [Weisner et al., 1993]. Vì vậy, các luống cây nên phẳng hoặc gần phẳng, để sao cho khi cao độ nước dõng khoảng 30cm thì có thể tràn luống. Vấn đề về cỏ dại có thể được hạn chế trong giai đoạn ban đầu nếu trồng cây trên sỏi.

Bảo dưỡng thường xuyên

Kiểm soát mực nước: như đã giải thích tại phần trên, không nên để các cây non bị ngập nước quá sâu [Weisner et al., 1993]. Tuy nhiên nếu để cho đất khô thì sẽ kìm hãm sự phát triển và có thể làm chết cây. Nếu như rễ và thân cây được thông khí qua những thân đứng thì việc để nước ngập vừa phải có thể tạo ra lớp bùn, làm cho cây có thể phát triển sớm hơn là ở những luống không ngập nước. Lớp bùn này còn có tác dụng cách nhiệt.

Chi phí

Bãi lọc nhân tạo thường có chi phí thấp vì công nghệ đơn giản dễ làm và có thể sử dụng các nguồn tài nguyên ở địa phương. Tổng chi phí để xây dựng và vận hành chủ yếu phụ thuộc vào kinh tế địa phương và yêu cầu thiết kế. Chi phí xây dựng chủ yếu bao gồm:

Đất.

Đào đất.

Be bờ và chống thấm.

Trồng cây.

Vật liệu và đất trồng.

Hệ thống kiểm soát thủy lực (phân phối và thu).

Các chi phí khác (làm  hàng rào, làm đường vào, biển báo …).

Chi phí đầu tư

Chi phí đầu tư bao gồm các chi phí thiết kế, xây dựng và mua tất cả các nguyên liệu phục vụ cho việc xây dựng bãi lọc nhân tạo. Nên dùng giá tại địa phương.

Chi phí vận hành và bảo dưỡng

Giống như chi phí đầu tư, chi phí vận hành và bảo dưỡng phụ thuộc vào điều kiện kinh tế địa phương. Chi phí vận hành bao gồm chi phí kiểm soát chất lượng và dòng chảy. Bảo dưỡng bao gồm bảo dưỡng bơm, và hệ thống thủy lực, làm cỏ, chống dịch bệnh, cắt tỉa cây, tạo thẩm mỹ, biển báo, làm hàng rào.

Ứng dng

Bãi lọc nhân tạo có thể xử lý một số loại nước thải, bao gồm:

Nước thải sinh hoạt;

Nước thải nông nghiệp;

Nước từ mỏ axit;

Nước thải công nghiệp;

Nước mưa và;

Nước từ mỏ.

Thông dụng nhất là dùng để xử lý nước thải sinh hoạt từ các hộ gia đình và nước thải đô thị. Với các loại nước thải khác bãi lọc nhân tạo chủ yếu được thiết kế để xử lý theo thành phần chất ô nhiễm và tiêu chuẩn thải cụ thể. Chính vì vậy mà việc thiết kế hệ thống thường phụ thuộc vào các điều kiện cụ thể của khu vực và đối tượng cần xử lý.

2.3 Hệ thống lọc cát gián đoạn

Mô tả chung

Theo tốc độ lọc có thể phân thành hai loại hệ thống lọc cát gián đoạn (LCGĐ) chính là hệ thống lọc chậmlọc nhanh. Loại LCGĐ dạng lọc chậm được ứng dụng đầu tiên tại Anh vào những năm đầu của thế kỷ XIX và đã được sử dụng rộng rãi trên thế giới. Sau một thời gian, loại LCGĐ dạng lọc nhanh đã được phát triển để xử lý nước sông có độ đục cao của các con sông chính ở Mỹ [McGhee, 1991]. Loại LCGĐ dạng lọc nhanh (với tải lượng thủy lực bề mặt từ 5 đến 15 m³/h.m²) có công suất lọc cao gấp 50 lần so với loại LCGĐ dạng lọc chậm (0,1 đến 0,4 m³/h.m²). Hệ thống LCGĐ dạng lọc nhanh thông thường bao gồm các công đoạn: làm keo tụ; kết bông; lắng; lọc và khử trùng [Thonart, 2006; McGhee, 1991]. Vật liệu lọc trong hệ thống lọc dạng chậm (kích thước hạt trung bình từ 0,15 đến 0,3 mm) thường nhỏ và mịn hơn so với dạng lọc nhanh (kích thước hạt trung bình từ 0,6 đến 2 mm). Phương pháp rửa lọc đối với hai hệ thống này được thực hiện khác nhau. Hệ thống lọc nhanh yêu cầu phải rửa lọc thường xuyên, thông thường chu kỳ rửa lọc là 2 ngày/lần. Biện pháp rửa lọc là sử dụng dòng chảy ngược qua lớp vật liệu lọc (rửa lọc ngược). Hệ thống lọc chậm giảm được tối đa tần suất làm sạch (thông thường sau từ hai đến ba tháng) bằng cách loại bỏ một phần (vài cm) lớp vật liệu lọc phía trên [Thonart, 2006]. Trong phần này chỉ đề cập tới hệ thống LCGĐ dạng lọc chậm là công trình có khả năng ứng dụng thích hợp trong XLNT.

Cơ chế xử lý trong hệ thống lọc chậm là dựa trên các quá trình: phân hủy sinh học hiếu khí diễn ra trong lớp cát lọc; lọc vật lý các chất rắn và hấp thụ; dính bám các chất hữu cơ làm hình thành lớp màng gelatin gọi là màng sinh học (MSH) phủ trên bề mặt của lớp vật liệu lọc [McGhee, 1991]. Theo các nghiên cứu được công bố bởi ACTE, 1981, lớp MSH này được hình thành do sự phát triển của các VSV dính bám trên bề mặt của lớp cát lọc trong các hệ thống lọc chậm hoặc lọc nhỏ giọt. Lớp MSH này được cấu thành bởi tập hợp các loại vi khuẩn, tảo sợi, tảo cát, động vật nguyên sinh, giun nhỏ và các sinh vật khác. MSH có khả năng giữ và ôxy hóa các chất hữu cơ, vi khuẩn và khử xác các loại tảo chết có trong nước thải.

MSH cũng được hình thành và bao phủ trên bề mặt của từng hạt cát lọc. Lớp MSH này phân hủy các chất đã được hấp phụ trên bề mặt và trong MSH cũng diễn ra quá trình cạnh tranh sinh tồn giữa các  loài VSV [Thonart, 2006]. Kết quả là lượng thức ăn sẵn có cho VSV bị giảm đi và sự cạnh tranh của các vi sinh vật tăng lên theo chiều sâu của lớp vật liệu lọc. Trong nước sau lọc chỉ chứa các loại muối vô cơ thông thường không gây hại, nồng độ ôxy hòa tan thường thấp và trong nước tồn tại một lượng nhỏ CO2. Tuy nhiên, bằng các quá trình làm thoáng tiếp theo (ví dụ bằng đập tràn khi xả ra nguồn) sẽ giải quyết được các vấn đề này.

Sự tích tụ các chất bẩn được loại bỏ từ nước thải trong vật liệu lọc sẽ làm giảm khả năng thấm lọc ban đầu của hệ thống. Khả năng thấm lọc có thể được phục hồi bằng cách sục khí làm thoáng cho hệ thống trong thời gian giữa các thời điểm kết thúc chu kỳ lọc (khi không tiếp nhận nước thải) và trước khi diễn ra chu kỳ lọc tiếp theo.

Trong trường hợp hệ thống LCGĐ được thiết kế cho mục đích sử dụng nước sau xử lý để bổ sung cho nguồn nước ngầm thì phần đáy của bãi lọc sẽ được lót bằng lớp đất có khả năng thấm tạo điều cho nước thấm xuống tầng chứa nước ngầm. Các bãi lọc đó đôi khi được gọi là bãi lọc cát không đáy. Tuy nhiên trong hầu hết các trường hợp thì đáy của hệ thống lọc cát được bố trí chống thấm (lót chống thấm hoặc bê tông hóa) và nước thải sau khi thấm qua lớp cát lọc được thu bằng hệ thống ống thu nước dẫn tới đầu ra của bãi lọc.

Hình 2.10  Mặt cắt hệ thống lọc cát thông thường loại lọc chậm  

Các hệ thống đặc trưng

Trên hình 2.10 giới thiệu mặt cắt hệ thống lọc cát loại lọc chậm thông thường.

Trên hình 2.11 giới thiệu hệ thống LCGĐ cải tiến có bổ sung thêm hệ thống ống sục khí. Các ống sục khí được bố trí trong lớp cát lọc tại tầng đáy của hệ thống với mục đích làm thoáng và tái tạo khả năng thấm của vật liệu cát lọc.

Hình 2.11. Hệ thống lọc cát có sục khí.Mặt bằng; b) mặt cắt dọc

Phạm vi ứng dụng và vận hành

Phạm vi ứng dụng

Hệ thống LCGĐ thường được sử dụng cho các đô thị nhỏ có số dân dưới 10.000 người [Xanthoulis, 1998]. Tuy nhiên, LCGĐ cũng có thể ứng dụng cho các đô thị lớn, ví dụ, tại Agadir, Marôc, đã xây dựng một bãi LCGĐ để phục vụ cho 400.000 người. Bãi lọc cát thông thường được sử dụng để xử lý nước thải sau bể tự hoại trước khi đưa tới trạm XLNT tập trung. Ngoài ra nó có thể được sử dụng để xử lý bổ sung và nitrat hóa nước thải sau xử lý bậc hai, và XLNT sau các hồ sinh học [Crites và Tchobanoglous, 1998].

Vận hành

Để vận hành tốt hệ thống LCGĐ cần tuân thủ theo các hướng dẫn dưới đây:

Hệ thống LCGĐ cần được vận hành gián đoạn theo chu kỳ.

Giai đoạn làm ngập nước trong bãi lọc cần phải tiến hành trong thời gian ngắn nhất có thể để tạo được thời gian làm khô đủ dài tạo điều kiện cho quá trình khôi phục lượng ôxy cần thiết trong lớp vật liệu lọc.

Nước xử lý cần phải được tưới đều trên bề mặt bãi thấm và nhanh chóng làm ngập đều trên toàn bộ diện tích bề mặt của bãi lọc.

Cần thay đổi quy trình vận hành tùy theo điều kiện thời tiết cụ thể tại khu vực

Tần suất cấp nước thải

Thay vì lượng nước thải cần xử lý được cấp đều và liên tục lên bề mặt bãi lọc cát, ta cần tưới nước thải vào bãi lọc theo từng đợt. Theo Crites và Tchobanoglous (1998), đối với nước thải sau bể tự hoại thông thường thì nên cấp theo tần suất tối thiểu là 18 lần/ngđ, và 24 lần/ngđ đối với nước thải có hàm lượng BOD lớn. Tần suất cấp nước thích hợp cần được xác định cụ thể trong quá trình vận hành. Hai giai đoạn hoạt động của bãi lọc được phân cách bằng giai đoạn bổ sung ôxy hay giai đoạn làm khô, giai đoạn hoạt động thường kéo dài từ 2 đến 3 ngày.

Hệ thống thu gom nước sau xử lý

Để bổ sung ôxy trong lớp vật liệu lọc (nhằm duy trì điều kiện hiếu khí), điều quan trọng là phải làm thoát nước sau xử lý ra khỏi bãi lọc càng nhanh càng tốt. Hệ thống ống thu gom và thoát nước sau xử lý ra khỏi bãi lọc cần được lắp đặt ở đáy bãi lọc và mỗi ống thu phải được nối với một ống thông khí. Các ống thu gom nước phải được đặt trên lớp sỏi không lẫn đá vôi với chiều dày từ 10 đến 25 cm và được phủ bởi một lớp sỏi không lẫn đá vôi khác dày 25 cm. Ống thoát chính phải được bố trí ở trung tâm của bãi lọc [Xanthoulis, 1998].

Hệ thống phân phối và định lượng

Hệ thống phân phối nước được yêu cầu phải phân phối đều nước thải trên toàn bộ diện tích bãi lọc. Phương pháp phổ biến là sử dụng hệ thống ống tưới có đục lỗ ở phía trên.

Vận hành và bảo dưỡng

Nhiệm vụ chính khi vận hành và bảo dưỡng bãi lọc là quan trắc chất lượng nước thải sau xử lý (BOD, COD, SS, NH4.N, NO3-N và FC/100ml), kiểm tra thiết bị phân phối nước thải (đầu vào và đầu ra bãi lọc, hệ thống ống phân phối đục lỗ, các bơm v.v…) và bảo dưỡng bề mặt của bãi lọc [EPA,1999]. Việc bảo dưỡng bề mặt bãi lọc bao gồm làm khô bề mặt sau đó loại bỏ lớp cát lọc phía trên (thường được lấy đi khoảng 2 đến 5 cm [Thonart, 2006; Xanthoulis, 1998]) tối thiểu là 4 tháng một lần. Thiết bị phục vụ cho công tác bảo dưỡng này rất đơn giản ví dụ như: cào có lưỡi mỏng và rộng, bằng xẻng và vận chuyển bằng xe đẩy. Công nhân vận hành bảo dưỡng cần được trang bị ủng và găng tay.

Chi phí đầu tư

Bãi lọc cát được xây dựng và lắp đặt đơn giản. Cát lọc có thể dễ dàng lựa chọn và sử dụng ngay loại sẵn có tại địa phương với giá thành hợp lý. Vì vậy chi phí đầu tư xây dựng LCGĐ thường thấp. Tuy nhiên, tùy theo điều kiện cụ thể của từng địa phương về giá thành vật liệu và nhân công sẽ có những tác động tới tổng chi phí đầu tư xây dựng bãi lọc. Giá thành của một bãi lọc cát phục vụ cho một hộ gia đình ở Mỹ vào khoảng 10.000USD [EPA, 1999]. Ở châu Âu, chi phí để xây dựng một bãi lọc cát phục vụ cho hơn 100 người vào khoảng 1.000 €/người.

Nhân công

Việc xây dựng bãi lọc không đòi hỏi người công nhân có trình độ cao, thời gian vận hành và bảo dưỡng bãi lọc chỉ khoảng 2 giờ mỗi ngày và có thể được tiến hành bằng lao động phổ thông [EPA, 1999].

2.4 Các phương pháp xử lý kỵ khí nước thải

Tổng quan

Các quá trình kỵ khí có thể xử lý nước thải có nồng độ các chất hữu cơ cao. Trong điều kiện không có ôxy, các vi khuẩn kỵ khí sẽ phân hủy và chuyển hóa các hợp chất hữu cơ thành cacbon điôxyt và mêtan (khí sinh học). Trước đây, quá trình kỵ khí được áp dụng để xử lý bùn cặn, các chất thải hữu cơ, và nước thải có nồng độ chất hữu cơ cao; Trong các trạm xử lý nước thải đô thị thường có các công trình phân hủy (bể mêtan) để xử ký kỵ khí bùn cặn. Vấn đề thiếu năng lượng trong những năm 70 đã thúc đẩy việc phát triển và áp dụng rộng rãi công nghệ xử lý kỵ khí phát sinh năng lượng. Sau đó, đã có nhiều nghiên cứu thực nghiệm và nghiên cứu ứng dụng được tiến hành, các kỹ thuật xử lý kỵ khí nước thải ngày càng được cải tiến và kết quả là làm giảm đáng kể thời gian lưu bùn trong các công trình xử lý kỵ khí. Ngày nay, xử lý sinh học kỵ khí còn được áp dụng để xử lý nước thải có nồng độ chất hữu cơ trung bình và thấp như nước thải sinh hoạt.

Vào năm 1896 việc ứng dụng quá trình phân hủy kỵ khí đã được thực hiện đầu tiên tại nước Anh để sản xuất ra khí mêtan thắp sáng đường phố. Sau chiến tranh thế giới thứ hai, công nghệ xử lý kỵ khí đã phát triển rẩt nhanh, giữa năm 1950, bể phản ứng tiếp xúc kỵ khí xuất hiện. Phát minh quan trọng này trong xử lý kỵ khí cho phép kéo dài thời gian lưu bùn (SRT) hơn thời gian lưu nước (HRT) trong bể phản ứng. Cuối những năm 1960, Yong và McMarty đã phát minh ra bể lọc kỵ khí (AF). Vào cuối những năm 1970, Lettinga và các đồng nghiệp của ông tại trường đại học nông nghiệp Hà Lan đã phát minh ra bể xử lý sinh học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí (Upflow Anaerobic Sludge Blanket – UASB), công nghệ xử lý kỵ khí nước thải này đang được ứng dụng rộng rãi nhất hiện nay. Công nghệ xử lý bằng AF và UASB đã thúc đẩy sự phát triển của các kỹ thuật xử lý kỵ khí tốc độ cao, xây dựng lý thuyểt về phát triển làm giàu vi sinh vật trong bùn nhằm mục đích tăng cường hiệu quả hòa trộn và tiếp xúc giữa nước thải và bùn. Bể phản ứng kỵ khí tuần hoàn và tầng bùn hạt giãn nở (EGSB) là những ví dụ điển hình nhất.

Cơ chế lên men kỵ khí

Sự chuyển hóa các hợp chất cao phân tử thành khí sinh học đòi hỏi sự tác động của một vài nhóm vi sinh vật. Quá trình phân hủy kỵ khí được tiến hành qua các bước khác nhau như phân hủy ky khí các chất đạm, hydrat cacbon, chất béo. Quá trình chuyển hóa toàn phần bao gồm bốn giai đoạn chính:

Thủy phân

Quá trình này chuyển hóa các chất rắn phức tạp thành các hợp chất hòa tan với trọng lượng phân tử nhẹ hơn. Quá trình này đòi hỏi sự tác động của các enzim ngoại bào tiết ra từ các vi khuẩn gây men. Các chất đạm được phân hủy thông qua các chuỗi thành các axit amin, hydrat cacbon được chuyển hóa thành các chất đường có thể hòa tan (đơn – và các đisacarit), và các chất béo được chuyển thành chuỗi các axít béo và glycerin. Trên thực tế, tốc độ thủy phân có thể gây ức chế tốc độ phân hủy kỵ khí. Đặc biệt, tốc độ chuyển chuyển hóa các chất béo sẽ xảy ra rất chậm trong điều kiện dưới 20°C.

Axit hóa

Trong quá trình axit hóa, các chất hòa tan được tạo thành từ quá trình thủy phân dưới tác dụng của các vi khuẩn lên men được chuyển hóa thành các hợp chất hữu cơ đơn giản (axít béo dễ bay hơi, cồn, axít lactic) và các chất khoáng (carbon dioxit, hydro, amônia và khí hyđro sulfat). Quá trình lên men axit được thực hiện bởi nhiều loài vi khuẩn khác nhau, nhưng phần lớn chúng là vi khuẩn kỵ khí bắt buộc. Tuy nhiên, cũng có thể có một số loại vi khuẩn lưỡng tính có thể chuyển hóa các chất hữu cơ qua con đường ôxy hóa. Điều này rất quan trọng trong xử lý nước thải kỵ khí, vì ôxy hòa tan có thể gây ảnh hưởng xấu cho các vi khuẩn kỵ khí và các vi khuẩn mêtan hóa.

Acetat hóa

Các hợp chất tạo thành từ quá trình axit hóa được chuyển hóa thành các sản phẩm cuối để sinh khí mêtan: axetat, hydrô, và cacbon dioxit. Như mô tả trên hình 4.39, khoảng 70% COD trong nước thải đầu vào được chuyển thành axít acetic và phần còn lại được tập trung làm nguồn cấp điện tử trong phản ứng tạo khí hydrô. Tùy thuộc vào thế năng ôxy hóa của các chất hữu cơ ban đầu, quá trình acetat hóa có thể diễn ra cùng với sự tạo thành cacbon dioxit hoặc hydrô.

Mê tan hóa

Mêtan hóa thường là giai đoạn chiếm tỉ lệ hạn chế trong toàn bộ quá trình phân hủy, mặc dù tại nhiệt độ thấp nó có thể thủy phân. Mêtan được tạo thành từ quá trình phân hủy axetat hoặc từ phản ứng khử dioxit cacbon bằng hydrô, tương ứng, bởi các vi khuẩn lên men giấm và vi khuẩn hydro.

Tổng hợp mêtan từ vi khuẩn lên men giấm

CH3COOH CH4 + CO2

Tổng hợp mêtan từ vi khuẩn hydro

4H2 + CO2 CH4 + 2H2O

Các vi khuẩn tổng hợp mêtan từ hydro và dioxit cacbon phát triển nhanh hơn các vi khuẩn sử dụng acetat [Henzen and Harremoes 1983], vì vậy quá trình tổng hợp mêtan bởi các vi khuẩn lên men giấm thường chiếm tỉ lệ giới hạn trong suốt quá trình chuyển hóa các hợp chất hữu cơ cao phân tử có trong nước thải thành khí sinh học.

Các nhóm vi khuẩn khác nhau tham gia trong quá trình chuyển hóa các chất hữu cơ đều có khả năng đồng hóa và dị hóa. Vì vậy, song song với quá trình giải phóng ra các sản phẩm lên men khác nhau, lượng sinh khối mới cũng được tạo thành trong bốn giai đoạn chuyển hóa được mô tả trên. Để thuận tiện, ba quá trình đầu tiên đôi khi được gộp lại với nhau và được gọi là quá trình lên men axit, và quá trình thứ tư được gọi là quá trình mêtan hóa.

Quá trình lên men axit có khuynh hướng làm giảm pH do làm phát sinh các axit béo dễ bay hơi và các chất trung gian dễ phân ly. Vì quá trình mêtan hóa chỉ tiến triển tốt trong điều kiện pH trung tính, nên vì lý do nào đó, phản ứng có thể trở nên không ổn định do tốc độ khử axit trong quá trình mêtan hóa giảm so với tốc độ phát sinh axit, tổng lượng axit còn lại sẽ làm giảm pH, và vì vậy gây ức chế khả năng phát triển hoạt động của các vi khuẩn mêtan hóa. Trên thực tế, hiện tượng này, được gọi là “chua” trong các bể phản ứng kỵ khí, và cũng là sự cố rất thường gặp trong vận hành các hệ thống xử lý kỵ khí. Để tránh hiện tượng “chua”, cần duy trì cân bằng giữa các quá trình lên men axit và mêtan hóa.

Các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình phân hủy kỵ khí

Các yếu tố môi trường ảnh hưởng đến quá trình phân hủy kỵ khí nước thải gồm nhiệt độ, pH, các thành phần dinh dưỡng chính và các hợp chất độc hại trong nước đầu vào. Đối với nước thải sinh hoạt, thông thường ba yếu tố cuối không cần phải cân nhắc. Điều kiện pH thích hợp và ổn định trong nước thải sinh hoạt thường được tạo nên nhờ sự có mặt của các hợp chất axit cacbonic và không cần sử dụng hóa chất nào để hiệu chỉnh pH. Các chất dinh dưỡng (cả các chất dinh dưỡng vĩ mô, nitơ và phốt pho và dinh dưỡng vi mô) có rất nhiều trong nước thải. Các hợp chất có tính độc rõ rệt đối với các vi khuẩn nhìn chung không có trong nước thải sinh hoạt. Ảnh hưởng độc hại của sunfua không nghiêm trọng và ảnh hưởng của ôxy hòa tan chỉ có thể xuất hiện khi hệ thống xử lý kỵ khí có thiết kế không hợp lý.

Ảnh hưởng của nhiệt độ tới quá trình phân hủy kỵ khí

Đối với các loại nước thải có nồng độ chất ô nhiễm cao, nhiệt độ vận hành đối với một quy mô công suất nào đó có thể được xem như một quá trình có thể điều chỉnh hệ thống xử lý kỵ khí, vì trong giới hạn cho phép, nó có thể được kiểm soát bằng việc sử dụng mêtan sinh ra để làm ấm nước thải. Hình thức này không áp dụng được cho trường hợp các loại nước thải nồng độ thấp như nước thải sinh hoạt vì năng lượng thu được từ mêtan sinh ra không đủ để làm tăng nhiệt độ của hệ thống. Nhiệt lượng lớn nhất được sinh ra từ sự đốt cháy mêtan thu được từ quá trình phân hủy 500 mg/L COD (giá trị điển hình cho nước thải thô) là 1,5 kcal/L. Về lý thuyết việc làm tăng nhiệt độ lên 1,5oC là có thể thực hiện được, nhưng giá trị tối đa này chỉ có thể đạt được khi các chất ô nhiễm được chuyển hóa hoàn toàn thành mêtan-COD và nhiệt lượng chứa trong mêtan được khai thác toàn bộ. Vì thế, nước thải sinh hoạt cần phải được xử lý tại nhiệt độ nó đạt được khi vào hệ thống, nhiệt độ này luôn thấp hơn nhiệt độ tối ưu cho quá trình phân hủy kỵ khí.

Cũng như các quá trình sinh học khác, hiệu suất phân hủy kỵ khí phụ thuộc nhiều vào nhiệt độ. Tốc độ chuyển hóa của các quá trình phân hủy kỵ khí diễn ra nhanh nhất với các điều kiện “mesophilic” trong khoảng từ 35 đến 40oC và “thermophilic” khoảng 55oC.

Ảnh hưởng của nhiệt độ tới quá trình phân hủy kỵ khí không bị hạn chế khi thay đổi tốc độ của quá trình. Với tất cả các quy mô công suất, khả năng áp dụng quá trình phân hủy kỵ khí tại các khu vực có điều kiện khí hậu nhiệt đới (nhiệt độ nước thải trên 20oC) và cận nhiệt đới (nhiệt độ nước thải trên 15oC) thường khả thi hơn so với các vùng khí hậu ôn đới và lạnh (nhiệt độ trên 10oC).

Ảnh hưởng của pH

Giá trị và độ ổn định của pH trong bể phản ứng kỵ khí là yếu tố quan trọng vì quá trình mêtan hóa chỉ đạt hiệu suất cao trong điều kiện pH được duy trì ở mức trung tính. Khi giá trị pH thấp hơn 6,3 hoặc cao hơn 7,8, hiệu suất của quá trình mêtan hóa giảm. Các vi khuẩn lên men axit ít nhạy cảm với các giá trị pH cao hay thấp, vì vậy quá trình lên men axit sẽ chiếm ưu thế hơn mêtan hóa, điều đó có thể gây nên hiện tượng làm “chua” các thành phần trong bể phản ứng.

Giá trị pH trong bể phản ứng được thiết lập sau khi đạt được mức cân bằng ion trong các thành phần gốc axit khác nhau có mặt trong hệ thống. Các thành phần gốc axit yếu có ảnh hưởng lớn và đặc biệt là các hợp chất của axit cacbonic thường  là yếu tố quyết định, vì nồng độ của chúng nhìn chung thường vượt quá mức cơ bản so với các hợp chất khác như phôtphat, amonia, hoặc sunphat.

Ảnh hưởng của các chất độc hại

Ngoài nồng độ ion hydrô, một số các thành phần khác cũng ảnh hưởng đến hiệu suất  phân hủy kỵ khí, thậm chí với nồng độ rất thấp, như các kim loại nặng và các hợp chất hữu cơ – axit. Tuy nhiên, sự có mặt của các hợp chất này với nồng độ gây hại thường hiếm xảy ra trong nước thải. Các hợp chất có thể gây ảnh hưởng xấu thường là ôxy và sunphít.  Khả năng xâm nhập của ôxy có thể xảy ra thông qua hệ thống phân phối nước thải, nhưng sẽ được tiêu thụ cho sự chuyển hóa ôxy hóa trong quá trình lên men axit. Vì vậy thường không có ôxy hòa tan trong bể phản ứng kỵ khí, mặc dù không khí có thể xâm nhập vào cùng nước thải đầu vào, vì vậy sự xâm nhập của nó sẽ không gây ảnh hưởng đối với hoạt động của bể phản ứng. Sunphít có thể được tạo thành trong quá trình từ phản ứng khử sunphát. Tuy nhiên, theo công bố của Rinzema (1989) nồng độ sunphít có trong hệ thống xử lý kỵ khí nước thải đô thị (tới 50mg/l) thấp hơn nhiều so với giá trị nồng độ tối thiểu có thể gây tác hại đối với hệ thống. Vì vậy, tác hại của các độc tố thường không phải là vấn đề cần lưu tâm đối với các hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt.

Ưu điểm của quá trình kỵ khí

Các quá trình kỵ khí yêu cầu ít năng lượng, phát sinh ít bùn dư, yêu cầu chất dinh dưỡng ít, và có thể chịu được tải lượng thể tích lớn:

Phát sinh năng lượng mới; quá trình xử lý kỵ khí làm phát sinh năng lượng mới tương đương 10.4×106 kJ/ngđ, trong khi các quá trình hiếu khí lại yêu cầu sử dụng năng lượng – 1.9×106 kJ/ngđ (xem bảng 4.16).

Sản lượng sinh khối thấp hơn; quá trình kỵ khí làm giảm lượng sinh khối dư với hệ số 6 đến 8, và điều này sẽ làm giảm chi phí cho công đoạn xử lý bùn cặn.

Nhu cầu các chất dinh dưỡng thấp hơn; Đối với các quá trình xử lý hiếu khí bằng bùn hoạt tính, tỷ lệ thích hợp giữa BOD và các chất dinh dưỡng có trong nước thải là BOD: N: P = 100: 5: 1. Tuy nhiên, trong quá trình xử lý kỵ khí, nhu cầu sử dụng các chất dinh dưỡng ít hơn theo tỷ lệ BOD: N: P = 350÷500: 5: 1. Nước thải có đủ nitơ và phốtpho và các thành phần vi lượng khác nhau để đáp ứng nhu cầu về dinh dưỡng trong xử lý kỵ khí. Ngược lại, đối với các quá trình xử lý hiếu khí thường cần bổ sung thêm các chất dinh dưỡng.

Tải lượng thể tích cao hơn; quá trình kỵ khí thường đạt được tải lượng hữu cơ cao hơn so với quá trình hiếu khí (tải lượng hữu cơ là 3,2÷32 kg COD/m3.ngđ  đối với quá trình kỵ khí cao hơn nhiều so với mức 0,5÷3,2 COD/m3.ngđ đối với quá trình hiếu khí) [Speece, 1996]. Lượng chất hữu cơ được loại bỏ nhiều hơn trên đơn vị thể tích công trình.

Nhược điểm của quá trình kỵ khí

Trái lại, xử lý kỵ khí đòi hòi thời gian khởi động lâu hơn, bổ sung thêm các chất kiềm, xử lý nước thải và vi khuẩn kỵ khí thường rất nhạy cảm với các chất độc.

Thời gian khởi động lâu hơn; tốc độ phát triển của các vi khuẩn kỵ khí thường chậm hơn vì vậy đòi hỏi thời gian khởi động hệ thống lâu hơn, thường từ 8 đến 12 tuần.

Yêu cầu bổ sung kiềm; cần đảm bảo nồng độ kiềm ở mức từ 2.000 đến 3.000 mg/L (theo CaCO3) để trung hòa lượng khí CO2 và các axit hữu cơ dễ bay hơi phát sinh từ quá trình phân hủy kỵ khí các chất hữu cơ và duy trì độ pH thích hợp với sự phát triển của các vi khuẩn. Nếu lượng kiềm này không có sẵn trong nước thải hoặc không được tạo ra bởi quá trình phân hủy các chất đạm hay axit aminô, nhu cầu bổ sung thêm các chất kiềm sẽ làm tăng chi phí hóa chất đáng kể.

 

Hệ thống c1 c2 HRT (h)
UASB 0,68 0,68 5,5
BCĐ hoặc BGN 0,56 0,60 5,5
Bể lọc kỵ khí 0,87 0,50 20
Kỵ khí dòng chảy ngược 1,53 0,64 24
Hồ kỵ khí * 2,4 0,5 144 (= 6 ngày)

  Yêu cầu xử lý bổ sung; khả năng chịu tải lượng hữu cơ cao hơn, lượng chất hữu cơ được xử lý nhiều hơn, và thông thường nồng độ hữu cơ trong nước thải đầu vào cao hơn nên nước thải sau quá trình xử lý kỵ khí thường còn dư nhiều chất hữu cơ hơn so với nước sau xử ký hiếu khí và cần được xử lý bổ sung nhằm đáp ứng yêu cầu chất lượng xả. Một chuỗi các bể phản ứng kết hợp các quá trình kỵ khí và hiếu khí có thể được ứng dụng trong xử lý nước thải đô thị ở những vùng có khí hậu ấm, nhằm làm giảm bớt nhu cầu sử dụng năng lượng và giảm lượng bùn thải phát sinh [Goncalves and Avaujo, 1999; Garuti et al., 1992].

Các quá trình xử lý kỵ khí nước thải

Hệ thống xử lý kỵ khí cổ điển

Những ứng dụng đầu tiên

Ứng dụng đầu tiên của quá trình phân hủy kỵ khí để xử lý nước thải được tiến hành trong bể kín khí được Mouras triển khai tại Pháp vào cuối thể kỷ trước. Vào khoảng đầu thế kỷ XX, một số hệ thống xử lý kỵ khí mới đã được triển khai ví dụ như bể tự hoại của Cameron ở Anh, bể lắng hai vỏ của Imhoff ở Đức. Trong cả hai hệ thống này, nước thải chảy qua phần trên của hệ thống, bùn cặn lắng xuống tạo ra vùng kỵ khí ở đáy bể. Các thành phần chất rắn lắng được có trong nước thải sẽ lắng xuống vùng đáy và được phân hủy trong điều kiện kỵ khí. Trong bể tự hoại, hiệu suất lưu giữ các chất rắn lắng được có thể bị ảnh hưởng bởi các chất trôi nổi dâng lên từ đáy, hoặc do sự kết dính các chất rắn bởi các bọt khí sinh học tạo thành hỗn hợp váng. Điều này không xảy ra trong bể lắng hai vỏ do các chất rắn được lắng xuống khoang phân hủy riêng và bọt khí phát sinh dâng lên từ đáy không vào được khoang lắng. Trong thời gian sau, xuất hiện các bể lắng hai vỏ cải tiến. Tại các bể này, các chất rắn tích tụ trong khoang phân hủy được gia nhiệt, vì vậy làm tăng tốc độ phân hủy kỵ khí. Thời gian lưu nước trong bể tự hoại và bể lắng hai vỏ là một đến hai ngày, đủ để loại bỏ các chất rắn lắng được. Do vậy, các hệ thống này trên thực tế là các hệ thống xử lý sơ cấp kết hợp xử lý sinh học các chất rắn lắng được.

Trong các hệ thống xử lý kỵ khí thời đầu, việc xử lý được tiến hành trên cơ sở quá trình lắng các chất hữu cơ lơ lửng. Do chỉ một phần các chất hữu cơ chảy vào là có thể lắng được (một phần ba tới một nửa), nên hiệu suất xử lý tối đa của các hệ thống này chỉ đạt 30÷50% tính theo chất hữu cơ dễ phân hủy sinh học và phụ thuộc nhiều vào tính chất của nước thải và khả năng lắng cặn.

Hiệu quả xử lý thấp của các hệ thống sơ cấp có thể được cho là do thiết kế chưa hợp lý. Do khả năng tiếp xúc kém giữa các VSV kỵ khí trong hệ thống và các thành phần chất hữu cơ không lắng được trong nước thải đầu vào, phần lớn chất hữu cơ hoà tan hoặc đã được thủy phân không được chuyển hoá bị cuốn trôi theo dòng thải ra khỏi hệ thống. Tại thời điểm đó, các khái niệm và ý nghĩa của việc tạo khả năng tiếp xúc tốt giữa chất hữu cơ và quần thể vi khuẩn chưa được nhận thức đầy đủ. Khả năng hoạt động kém của hệ thống kỵ khí đã làm xuất hiện các thành kiến cho rằng khả năng xử lý của các hệ thống này kém hơn so với các hệ thống hiếu khí, các thành kiến này vẫn còn tồn tại đến ngày nay. Tuy nhiên, trong cùng khoảng thời gian đó, từ các kết quả nghiên cứu được triển khai trong thực tế đã cho thấy rằng hệ thống xử lý kỵ khí hiện đại được thiết kế hợp lý có thể đạt hiệu suất xử lý cao đối với các chất hữu có thể phân hủy sinh học, thậm chí với thời gian lưu nước rất ngắn.

Hồ sinh học kỵ khí

Hồ sinh học kỵ khí về cơ bản không khác biệt với các hệ thống xử lý kỵ khí thời đầu được mô tả trong phần trên. Chúng cũng là các hệ thống lưu chuyển với cặn lắng kỵ khí được tích tụ ở phần đáy. Các hồ kỵ khí có khối tích lớn hơn các hệ thống xử lý bước đầu rất nhiều, và thường không được che đậy. Việc khuấy trộn nước trong hệ thống (độ sâu 2÷5 m) có thể xảy ra nhờ chuyển động dâng lên của các bọt khí sinh học, và cũng do tác động của gió và ánh nắng mặt trời (khuấy trộn cơ học và khuấy trộn nhiệt). Hồ kỵ khí thường chỉ dùng riêng cho xử lý nước thải, đặc biệt là được sử dụng như bước tiền xử lý trong một chuỗi các hồ làm ổn định nước thải. Thời gian lưu nước thải trong các hồ kỵ khí (thông thường từ hai đến năm ngày) thường lâu hơn trong các hệ thống xử lý bước đầu và do đó hiệu suất xử lý chất hữu cơ cũng cao hơn. Với thời gian lưu nước từ một đến năm ngày, hồ kỵ khí có thể xử lý BOD trong nước thải sinh hoạt đạt hiệu suất 50÷70% [Mara, 1976].

Trên hình 2.12 biểu thị kết quả một số nghiên cứu về quan hệ hàm số giữa hiệu suất xử lý BOD và thời gian lưu nước.

Từ các kết quả thí nghiệm có thể xây dựng công thức thực nghiệm xác định quan hệ giữa hiệu suất xử lý và thời gian lưu (hydraulic retention time – HRT). Quan hệ tuyến tính của đồ thị logarit trên hình 2.12 sẽ là:

Trong đó:  E – Hiệu suất xử lý chất hữu cơ (%).

Để đạt hiệu suất xử lý BOD trên 80%, cần thời gian lưu nước lâu xấp xỉ sáu ngày. Với tải lượng hữu cơ dưới 1.000 kg BOD/ha.ngày hay 0,1 kg BOD/m2.ngày, chức năng xử lý của hồ sẽ có xu hướng tùy tiện (tức là có điều kiện hiếu khí tại lớp nước bề mặt) hơn là kỵ khí. Với các giá trị điển hình về độ sâu (2÷3 m) và BOD đầu vào (250 mg/L hay 0,25 kg/m3), hồ có thể đạt được mức tải 0,1 kg-BOD/m2.ngày với thời gian lưu bằng 0,25×(2÷3) / 0,1= = (5 ÷7) ngày. Vì vậy, cần có thời gian lưu hơn sáu ngày nhằm đảm bảo điều kiện kỵ khí trong hồ.

Các hệ thống xử lý kỵ khí tốc độ cao

Trên hình 2.13 mô tả sơ đồ nguyên lý hoạt động của các hệ thống xử lý kỵ khí hiện đại. Về cơ bản, có hai cơ chế lưu bùn được sử dụng:

(1) Cố định bùn: sử dụng vật liệu lưu giữ bùn. Loại này bao gồm bể lọc kỵ khí dòng chảy xuôi hoặc dòng chảy ngược (hình 2.13a và 2.13b) và các bể phản ứng có tầng bùn đáy hoạt động theo cơ chế dòng tuần hoàn (hình 2.13c) hoặc cơ chế tạo lớp bùn lơ lửng (hình 2.13d).

(2) Tách lỏng – rắn và tuần hoàn chất rắn đã được tách. Loại này bao gồm quá trình tiếp xúc, quá trình kỵ khí giống như quá trình bùn hoạt tính (hình 2.13e) có dùng thêm bể lắng riêng biệt và bể UASB (hình 2.13g).

Các loại hệ thống xử lý kỵ khí khác nhau đã được áp dụng rộng rãi để xử lý nước thải của nhiều loại hình công nghiệp, nhưng cho đến nay quá trình xử lý kỵ khí hiếm khi được sử dụng trong xử lý nước thải sinh hoạt, vì vậy các thông tin thực nghiệm còn rất hạn chế. Trên thực tế, kinh nghiệm vận hành các hệ thống xử lý kỵ khí tốc độ cao mới chỉ hạn chế ở việc sử dụng các công trình: bể lọc kỵ khí, bể kỵ khí với lớp bùn chuyển động và giãn nở, bể UASB có hoặc không có thiết bị tách pha lỏng – rắn. Do vậy, trong phần này chỉ tập trung  thảo luận về những quá trình này.

Bể lọc kỵ khí

Bể lọc kỵ khí (LKK) chủ yếu được sử dụng để xử lý nước thải công nghiệp, mặc dù còn ở mức độ tương đối hạn chế. Bể LKK có thể hoạt động tốt với tải lượng hữu cơ 10 ÷ 20 kg COD/m3.ngđ khi có nồng độ và tính chất của các thành phần hữu cơ trong nước thải không có tính độc hại. Nhược điểm lớn của hệ thống LKK là giá thành của các loại vật liệu lọc cao, thậm trí có thể ngang bằng với giá thành xây dựng công trình. Các hệ thống LKK thường được dùng để xử lý nước thải từ các loại ngành công nghiệp khác nhau, nhưng đối với nước thải sinh hoạt, hệ thống này còn ít được áp dụng với quy mô công suất lớn.

Các số liệu biểu thị khả năng hoạt động của một số hệ thống LKK (dòng chảy ngược có vật liệu lọc dạng rời và dạng cố định theo mô-đun) vận hành trong điều kiện phòng thí nghiệm và trong thực tế được tổng kết bằng biểu đồ lôgarit thể hiện mối quan hệ giữa  hiệu suất xử lý COD và thời gian lưu nước (hình 4.46a). Quan hệ giữa các thông số này có thể được biểu thị bằng phương trình:

hay (*)

Trong đó:

S – nồng độ chất nền (mg COD/L), vr tương ứng với trước và sau xử lý;

E – hiệu suất xử lý chất nền (%);

c1, c2 – hằng số thực nghiệm;

HRT – thời gian lưu nước (ngày).

Từ biểu đồ nêu trên hình 2.14a, ta thấy: c1= 0,5 và c2 = 0,87, do đó công thức (*) được viết thành:

E = 1 – 0,87 (HRT)-0,5

Các hệ thống có lớp bùn đáy chuyển động và giãn nở

Trong hệ thống có lớp bùn đáy chuyển động (hình 2.13c), vật liệu lưu giữ bùn có dạng hạt được giữ ở trạng thái luôn chuyển động do lực cản ma sát của dòng chảy ngược gây nên. Vật liệu lưu giữ bùn sử dụng trong hệ thống BCĐ cần có tỷ trọng thấp như chất dẻo hoặc antraxít nhằm giảm vận tốc cần thiết của dòng chất lỏng chảy ngược, do đó giảm chi phí vận hành máy bơm. Quá trình BCĐ đòi hỏi đường kính của hạt vật liệu nhỏ hơn 3 mm và vận tốc dòng chảy ngược khoảng 20 m/h. Nước thải sau xử lý được tuần hoàn để đảm bảo duy trì độ ổn định của vận tốc dòng chảy ngược. Độ sâu của bể dao động từ 4 đến 6 m. Với diện tích tiếp xúc bề mặt lớn của các hạt vật liệu trong tầng bùn chuyển động sẽ đảm bảo khả năng lưu giữ được lượng sinh khối lớn trong hệ thống. Quá trình BCĐ rất khả thi trong XLNT hữu cơ với các mức nồng độ đa dạng; ở nhiệt độ dưới 35°C, tải lượng hữu cơ 10÷40 kg COD/m3.ngđ, hệ thống BCĐ có thể đạt hiệu suất xử lý COD trên 90%. Bể BCĐ có thể duy trì được nồng độ sinh khối cao, chịu được tải lượng hữu cơ lớn. Do được vận hành theo chế độ tuần hoàn nước sau xử lý nên bể BCĐ có khả năng tự điều chỉnh (pha loãng nồng độ hữu cơ đầu vào bằng dòng tuần hoàn), tránh được các hiện tượng gây sốc đột ngột có thể xảy ra do các dao động lớn về nồng độ chất hữu cơ trong nước thải đầu vào. Các bể này cũng không đòi hỏi nhiều diện tích xây dựng. Quá trình BCĐ phù hợp nhất với nước thải chứa các thành phần ô nhiễm ở dạng hoà tan vì hệ thống không có khả năng giữ lại các chất rắn. Các cửa vào và ra của bể cần được thiết kế đảm bảo sự phân bố dòng chảy tốt. Nhược điểm của hệ thống BCĐ bao gồm nhu cầu điện năng vận hành bơm nhằm duy trì trạng thái chuyển động của vật liệu và bùn trong hệ thống, chi phí vật liệu lưu giữ bùn cao, cần kiểm soát và duy trì sự ổn định của chiều cao tầng bùn chuyển động trong hệ thống, kiểm soát xả bùn dư, thời gian khởi động lâu.

Quá trình xử lý kỵ khí với tầng bùn đáy giãn nở (BGN) (hình 2.13d) khác với khái niệm BCĐ bởi vận tốc dòng chảy ngược được áp dụng thấp hơn nhiều. Để giữ cho lớp vật liệu đệm có thể giãn nở, một phần nước sau xử lý được tuần hoàn bằng bơm nhằm tăng vận tốc dòng chảy ngược. Tỷ lệ giãn nở tầng bùn đáy nên dao động trong khoảng 10%÷20%, chiều cao sau giãn nở khoảng 50% chiều cao hiệu dụng của bể, và vận tốc dòng chảy ngược khoảng 2 m/h. Những điều kiện này sẽ tạo sự va chạm giữa các phần tử hạt và làm bong lớp màng sinh học bám trên bề mặt hạt nhanh hơn. Vật liệu đệm thường sử dụng là cát thạch anh có đường kính 0,2÷0,5 mm. Than hoạt tính dạng hạt, gốm, zeolit cũng có thể là vật liệu phù hợp.

Trên hình 2.14b thể hiện các kết quả quan trắc hiệu suất xử lý và thời gian lưu nước trong quá trình vận hành một số hệ thống BCĐ và BGN. Mối quan hệ giữa các thông số này có thể được thể hiện theo công thức sau:

E = 1 – 0,56 (HRT) -0,6

Bể xử lý sinh học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí

Bể xử lý sinh học dòng chảy ngược qua tầng bùn kỵ khí (UASB) (xem hình 2.13f) được Lettinga và các đồng nghiệp triển khai vào những năm 1970 tại Đại học Wageningen, Hà Lan. Bể UASB là hệ thống kỵ khí tốc độ cao được sử dụng rộng rãi nhất trong xử lý chất thải kỵ khí. Sơ đồ cấu tạo bể USAB được mô tả trên hình 2.15. Thiết bị đặc thù nhất của bể USAB là bộ phận tách pha rắn-lỏng-khí. Thiết bị này được bố trí ở phần trên của bể và chia bể thành hai phần: phần dưới là vùng phân hủy, và phần trên là vùng lắng. Nước thải được phân phối đều vào tại vùng đáy, chảy ngược qua lớp bùn và vào vùng lắng thông qua các kẽ hở giữa các bộ tách pha.

Do bộ tách pha có cấu tạo thành nghiêng dốc, diện tích phần nước trong vùng lắng tăng dần theo chiều dâng của dòng chảy, nên vận tốc dòng chảy ngược giảm dần khi chất lỏng chảy về phía điểm xả. Do vận tốc chất lỏng giảm dần, phần bùn bị cuốn theo dòng chảy vào vùng lắng có thể kết tụ và lắng xuống. Tới một thời điểm nào đó, khi trọng lượng của lớp bùn kết tụ trên bộ tách pha sẽ vượt quá lực ma sát có thể giữ nó trên bề mặt nghiêng dốc, bùn sẽ trượt xuống khoang phân hủy phía dưới và lại tham gia vào sinh khối  bùn có vai trò phân hủy chất hữu cơ trong nước thải đầu vào. Như vậy, vùng lắng ở phía trên giúp cho hệ thống có thể giữ được khối lượng bùn lớn trong bể USAB đồng thời hạn chế được tối thiểu nồng độ chất chất lơ lửng trong nước sau xử lý.

Các bọt khí sinh học phát sinh từ quá trình phân hủy kỵ khí các chất hữu cơ trong lớp bùn đáy nổi lên theo chiều dòng chảy tới bề mặt phân giới các pha lỏng – khí bên trong thiết bị tách pha. Cao trình bề mặt phân giới này có thể ngang bằng với cao trình mặt phân giới nước – khí trong vùng lắng, hoặc có thể ở mức thấp hơn nếu sử dụng van thủy lực để tăng áp suất của khí sinh học (xem hình 2.15). Các bông bùn dính trên hoặc bị cuốn theo bọt khí có thể nổi lên mặt phân giới phía trong thiết bị tách khí, nhưng sau đó sẽ lắng xuống khi các bọt khí thoát vào pha khí từ mặt phân giới. Các vách ngăn được bố trí bên dưới các khe hở giữa các thiết bị gom khí có tác dụng hướng dòng, ngăn không cho bọt khí lọt vào vùng lắng phía trên nhằm hạn chế khả năng tạo dòng chảy rối làm cản trở quá trình lắng của các hạt bùn.

Hình 2.15. Sơ đồ cấu tạo bể xử lý sinh học dòng chảy ngược qua lớp bùn kỵ khí (UASB)

Một đặc tính quan trọng của quá trình UASB là khả năng tạo bùn dạng hạt (đường kính 1÷5 mm) trong hệ thống. Các hạt bùn hình thành trong bể UASB có độ bền cơ học và tỷ trọng cao, khả năng lắng tốt và độ hoạt tính tạo mêtan cao. Bùn dạng hạt được hình thành chủ yếu trong quá trình xử lý các loại nước thải chứa các chất hoà tan. Khả năng tạo bùn hạt liên quan đến các điều kiện vận hành bể USAB và đặc tính của nước thải cần xử lý. Cho tới nay, chưa thấy có hiện tượng tạo hạt nào trong các loại bể UASB xử lý nước thải thô. Trong tất cả các trường hợp, chỉ có các bông bùn được hình thành trong các bể UASB xử lý nước thải thô. Tuy nhiên, hiệu suất xử lý BOD và TSS đạt được vẫn ở mức cao, điều này chứng tỏ việc tạo bùn hạt không phải là điều kiện nhất thiết cho việc xử lý thành công nước thải trong bể USAB.

Để giảm chi phí xây dựng, bể xử lý kỵ khí dòng chảy ngược (hình 2.13g), một dạng UASB đã đơn giản hoá cũng thường được áp dụng. Hệ thống này không có thiết bị tách pha, nhưng có bố trí khoang lắng nhỏ gắn liền bên trong. Bộ tách pha là thiết bị thiết yếu của bể UASB, do vậy hệ thống này sẽ được xem xét riêng; tương tự như hồ kỵ khí dòng chảy ngược.

Trên hình 2.14c và 2.14d mô phỏng kết quả vận hành các mô hình bể kỵ khí dòng chảy ngược và bể UASB. Từ các biểu đồ này có thể xây dựng được các công thức kinh nghiệm sau:

* Đối với bể kỵ khí dòng chảy ngược: E = 1 – 1.53 (HRT)-0.64

* Đối với bể UASB: E = 1 – 0.68 (HRT)-0.68

Bể xử lý kỵ khí với tầng bùn hạt giãn nở

Bể xử lý kỵ khí với tầng bùn hạt giãn nở (BHGN) (hình 2.13h) do Van der Last (1991) phát triển, có đặc điểm là lớp bùn dạng hạt hoạt động theo phương thức giãn nở nhờ tốc độ dòng chảy ngược cao hơn, tức là từ 6÷12 m/giờ (vận tốc này chỉ ở mức 1÷2 m/giờ trong bể USAB). Bể BHGN có hiệu suất xử lý chất hữu cơ hoà tan tương đối cao thậm chí trong điều kiện nhiệt độ thấp, do tạo được điều kiện tiếp xúc tốt giữa chất hữu cơ và các hạt bùn. Hệ thống BHGN đặc biệt hữu ích trong điều kiện nhiệt độ thấp, nước có nồng độ hữu cơ thấp, khả năng sinh khí, và, do đó, mức độ xáo trộn trộn do bọt khí tạo ra thấp. Trong các điều kiện này, mức động năng cao hơn của dòng chảy vào và chiều cao tăng hơn của lớp bùn hạt đã giãn nở sẽ giúp hệ thống hoạt động tốt hơn so với bể UASB thông thường.

Bể phản ứng BHGN không xử lý được các chất hữu cơ không hòa tan do vận tốc dòng chảy ngược cao. Chất rắn lơ lửng chảy vào được đẩy qua tầng bùn hạt và theo dòng thải rời khỏi hệ thống. Mặt khác, các chất dạng keo có thể được xử lý một phần do được hấp thụ vào các bông bùn.

So sánh hoạt động của phương pháp xử lý nước thải kỵ khí

Quan hệ tuyến tính giữa lôgarít của hiệu suất xử lý và thời gian lưu trong tất cả các hệ thống xử lý kỵ khí có thể được biểu thị bằng phương trình sau:

Trong đó hằng số c1 c2 thể hiện đặc tính của các quá trình xử lý kỵ khí khác nhau có giá trị được liệt kê trong bảng 4.18. Có thể thấy rằng trong bất kỳ hệ thống nào, hiệu suất thực cũng chênh lệch đáng kể so với giá trị dự đoán. Mặc dù vậy, số liệu cho thấy:

∙  Đối với nhiệt độ trên 20oC, hiệu suất xử lý của các quá trình đã xem xét có thể đạt trên 80%, nhưng thời gian lưu cần thiết dao động đáng kể tuỳ theo loại hệ thống;

∙  Khả năng xử lý của các loại bể UASB và bể BCĐ hoặc BGN có xu hướng giống nhau khi có thời gian lưu giống nhau;

∙  Khả năng xử lý của hệ thống UASB (với thiết kế chuẩn) thường cao hơn so với bể xử lý kỵ khí dòng chảy ngược không có thiết bị tách pha, và bể lọc kỵ khí khi hoạt động với cùng một thời gian lưu nước như nhau.

Để so sánh thời gian lưu nước hay khối tích cần thiết của các hệ thống xử lý khác nhau, công thức trên được chuyển đổi về dạng phù hợp hơn như sau:

Giá trị thời gian lưu cần thiết để đạt được hiệu suất xử lý hữu cơ 80% trong các hệ thống khác nhau

* Hiệu suất xử lý theo BOD

Trên thực tế, tính khả thi của một hệ thống không chỉ được xác định dựa trên khối tích cần thiết của công trình. Các ưu điểm và nhược điểm của mỗi hệ thống xử lý cũng cần được xem xét. Bể tự hoại và bể lắng hai vỏ thường ít hấp dẫn vì hiệu suất xử lý thấp và thời gian lưu cần thiết tương đối lâu. Hồ kỵ khí có hiệu suất xử lý hữu cơ cao hơn và có ưu điểm là xây dựng đơn giản hơn. Tuy nhiên, diện tích cần thiết cho hồ lại tương đối lớn và do vậy việc ứng dụng sẽ không có tính thực tế trong các khu vực đông dân và có giá thành đất cao. Bể lọc kỵ khí có nhược điểm là chi phí xây dựng cao, và đặc biệt là những khó khăn có thể xảy ra trong quá trình hoạt động do bị tắc. Từ bảng 2.5 có thể kết luận là: để có hiệu suất xử lý như nhau, bể xử lý kỵ khí dòng chảy ngược cần có thời gian lưu nước lớn hơn bể UASB từ bốn đến năm lần. Do đó, việc bố trí thiết bị tách pha trong các hệ thống có lớp bùn đáy là cần thiết. Chi phí cho thiết bị tách pha sẽ được bù lại do nhờ có các thiết bị này sẽ làm giảm được khối tích cần thiết của công trình. Khi so sánh bể UASB với bể BCĐ hoặc BGN, có thể thấy rõ rằng hai hệ thống sau có nhược điểm lớn là cần sử dụng hệ thống bơm tuần hoàn. Ngược lại, nếu có điều kiện địa hình thích hợp, bể UASB có thể không cần sử dụng bơm. Hơn nữa, bể BCĐ thường có nhiều hạn chế trong xử lý nước thải sinh hoạt như hiều suất khử các chất rắn lơ lửng thấp, khả năng lưu giữ và duy trì sinh khối trong bể rất hạn chế. Vì vậy, hệ thống UASB có thể được coi là lựa chọn phù hợp nhất trong số các hệ thống kỵ khí sử dụng cho việc xử lý nước thải sinh hoạt.

31/05/2023 337 lượt xem quantri