Ứng dụng hệ vi sinh bám dính trong xử lý triệt để nước thải

Ứng dụng hệ vi sinh bám dính trong xử lý triệt để nước thải
1. Đặt vấn đề
Hiện nay việc xử lý triệt để nước thải đang được quan tâm và nghiên cứu rộng rãi, để đáp
ứng tiêu chuẩn thải ra sông ngòi ngày càng gắt gao tại nhiều nước trên thế giới. Ngoài ra,
xử lý nước thải triệt để còn rất cần thiết trong hệ thống cấp nước công nghiệp tuần hoàn để
sử dụng lại nước thải cho quá trình sản xuất. Xử lý nước thải triệt để (Advanced
Wastewater Treatmnt) có thể được hiểu như là công đoạn xử lý bổ sung cần thiết để loại
bỏ các hợp chất lơ lửng cũng như hoà tan trong nước thải dưới nồng độ giới hạn sau công
đoạn xử lý bậc 2 truyền thống. Các công trình xử lý triệt để nước thải có thể là công trình
xử lý cơ học, sinh học, xử lý hoá lý hoặc kết hợp giữa các phương pháp trên. Phương pháp
xử lý triệt để nước thải có thể phân ra làm: (1) xử lý bằng hệ vi sinh lơ lửng, hay còn gọi là
bùn hoạt tính; (2) hệ vi sinh bám dính, hay còn gọi là màng sinh học và (3) kết hợp.
Phương pháp sinh học sử dụng hệ vi sinh bám dính có một số ưu điểm hơn so với các
phương pháp khác.
2. Các phương pháp xử lý
2.1 Xử lý hợp chất hữu cơ (theo BOD), Ni-tơ (N) và chất lơ lửng SS
Quá trình loại bỏ ammonia nitrogen (NH
4
+
) hay là quá trình nitrate hoá (nitrification) có thể
thực hiện theo hai cách: (1) xử lý theo bậc, tức là quá trình xử lý chất hữu cơ BOD và xử lý
ammonia nitrogen (NH
4
+
) được thực hiện trong các công trình riêng biệt (hình 1 và 2 ) xử
lý đồng thời, tức là loại bỏ chất hữu cơ (theo BOD) và ammonia nitrogen (NH
4
+
) trong
cùng một công trình (hình 2).
Để thực hiện quá trình xử lý theo bậc, trong thực tế ứng dụng rộng rãi hệ vi sinh bám dính,

dưới dạng công trình bể lọc sinh học (strickling filter hay biofilter)và các đĩa sinh học. Bể
lọc sinh học ứng dụng cho quá trình nitrat hoá thông thường được bố trí sau bể aeroten,
hoặc bể lọc sinh học bậc 1 khi nước thải đã bị loại bỏ hầu hết chất hữu cơ (BOD). Thông
dụng nhất là xử lý qua 2 bậc biofilter với các vật liệu lọc bằng chất tổng hợp có bề mặt
bám dính riêng cao. Tải trọng thuỷ lực là thông số thiết kế quan trọng để tính toán bể
biofilter cho quá trình nitrat hoá riêng. Hiệu suất xử lý ammonia nitrogen (NH
4
+
) giảm đi
khi tăng tải trọng thuỷ lực và giảm nhiệt độ nước thải. Trên thực tế, với tải trọng thuỷ lực
khoảng 20,37 l/m
2
.phút thì hiệu quả xử lý nitơ amôn (NH
4
+
) luôn luôn đạt được cao cho
mọi mùa trong năm.
Bảng 1. Tải trọng hữu cơ tính toán cho bể lọc sinh học xử lý
+
4
NH
Bể lọc sinh học (biofilter) Hiệu quả xử lý(%)
theo
NNH
−
+
4
Tải trọng hữu cơ theo
BOD
5

(kgO
2
/m
3
.ngđ)
Biofilter với VLL là sỏi cuội, đá
dăm
75 - 85
85 - 95
0,16 - 0,096
0,096 - 0,048
Biofilter dạng tháp, và biofilter
với
VLL là chất dẻo
75 - 85 0,288 - 0,192
0,192 - 0,096
Hình 1. Sơ đồ công nghệ xử lý triệt để nước thải riêng biệt bằng bể lọc sinh
học (biofilter) - xử lý BOD,
+
4
NH
và NO
3
Hình 2. Sơ đồ công nghệ xử lý triệt để nước thải riêng biệt bằng bể lọc sinh
học(biofilter)-xử lý BOD và
+
4
NH
cùng trong một bể biofilter,xử lý NO
3

.riêng
Quá trình xử lý đồng thời chất hữu cơ (BOD) và ammonia nitrogen (NH
4
+
) trong bể sinh
học được xác định bởi tải trọng BOD. Tải trọng BOD tính toán cho bể sinh học được trình
bày trong bảng 1.
Quá trình khử ammonia nitrogen (NH
4
+
) trong bể sinh học (strickling filter) với vật liệu lọc
là sỏi cuội được biểu diễn bằng công thức toán học.
amm.N
out
= 134.amm.N
in

0,86
.SS
in

0,15
Với: - amm.N
out
: nồng độ ammonia nitrogen (NH
4
+
) sau khi xử lý (mg/l)
- amm.N
in

, SS
in
, BOD
in
: tải trọng nitơ amôn (g/m
2
.ngđ), tải trọng chất lơ lửng
(g/m
2
.ngđ) và tải trọng hữu cơ (kg/m
2
/ngđ).
IV: tải trọng thuỷ lực (m
3
/ m
2
ngđ).
Xlý
BOD
L
L
L
Xlý
+
4
NH
Xlý
−
3
NO

Biofilter
1
Biofilter
2
Biofilter
3
Nước
thải vào

methanol

Nước sau
xử lý

Cấp khí
Xả bùn

L: bể lắng

Xlý
BOD và
+
4
NH
Nước
thải vào

Biofilter
1
Xlý

−
3
NO
Biofilter
2
L
L
Nước sau
xử lý

methanol

Xả bùn

L: lắng

Cấp khí
Để xử lý tiếp tục Nitrogen (N), quá trình khử nitrat (definication: NO
3
=>NO
2
.=>N
2
)
thường được thực hiện trong khối công trình riêng biệt với nguồn carbon ngoài (thông
dụng là methanol CH
3
OH). Lượng methanol được tình theo công thức:
C
m

= 2,47N
0
+ 1,53N
1
+ 0,87D
0
Trong đó: C
m
- nồng độ methanol cần thiết để cung cấp mg/l
N
0
, N
1
, D
0
- nồng độ nitrat (mg/l), nồng độ nitrite (mg/l) và nồng độ o-xy ban đầu, mg/l.
Phát hiện công nghệ sinh học và hoá sinh trong những năm cuối thế kỷ 20, đầu thế kỷ 21
quá trình anamox - quá trình o-xy hoá ammonia nitrogen (NH
4
+
) với điều kiện yếm khí
NH
4
+
+ NO
2
=> 2H
2
O + N
2

cho phép áp dụng chúng trong thực tế để loại bỏ Nitrogen (N)
khỏi nước thải. Quá trình anamox hay nói một cách khác là ôxy hoá NH
4
+
thông qua nitrite
NO
2
(hình3).
Trên hình 3, rõ ràng rằng việc áp dụng anamox để loại bỏ hợp chất N ra khỏi nước thải có
ưu thế lớn so với công nghệ truyền thống là tiết kiệm được năng lượng sục khí và không
cần dùng nguồn carbon (C) bên ngoài.
2.2 Xử lý phôtpho (P) của nước thải bằng hệ vi sinh bám dính
Các hợp chất nitrogen (N) và phosphorus (P) trong nước thải là nguyên nhân gây ra hiện
tượng phú dưỡng. Trên thế giới phương pháp phổ biến để loại bỏ P ra khỏi nước thải vẫn
là phương pháp lý hoá kết hợp. Việc loại bỏ phosphorus (P) theo phương pháp sinh học
bằng hệ bùn hoạt tính đơn lơ lửng (single sludge system) chạy qua các vùng yếm khí
(anaerobic), thiếu khí (anoxic) và háo khí (aerobic) là phổ biến nhất, ví dụ: loại bỏ
phosphorus (P) bằng A/O process, PhoTrip process, loại bỏ N và P đồng thời - A2/O,
Brandenpho process, UTC,… đòi hỏi mức đầu tư cao và chi phí vận hành lớn (lưu lượng
tuần hoàn tới 300% - 600%). Mặt khác, việc sao chép 100% công nghệ nước ngoài sẽ
không có hiệu quả xử lý như mong muốn, do thành phần nước thải các thành phố trên thế
giới khác nhau. Bên cạnh đó việc xử lý loại bỏ phosphorus (P), giảm nồng độ (P) dưới tiêu
chuẩn cho phép bằng phương pháp sinh học sử dụng hệ vi sinh bám dính là không thể
được. Tuy vậy, việc kết hợp phương pháp sinh học với quá trình xử lý hoá học có thể
mang lại hiệu quả mong muốn.
a) b)

Hình 3. (a) Quá trình nitrat hoá (nitrification) và khử nitrat truyền thống
(denitrification)
O

2
O
2
O
2
O
2
O
2
COD
COD
COD
COD
COD
−
3
NO
−
3
NO
−
3
NO
−
3
NO
−
3
NO
−

3
NO
−
3
NO
−
3
NO
−
3
NO
−
3
NO
+
4
NH
+
4
NH
2
N
2
N
(b) Quá trình anammox hay là xi hoá nitơ amôn qua nitrit
Một nghiên cứu tại Đại học Xây dựng Mát-xcơ-va (MGSU), Liên bang Nga cho phép loại
bỏ P ra khỏi nước thải sinh hoạt bằng hệ vi sinh bám dính dựa trên nguyên tắc ăn mòn sinh
học (hình 4).
Vật liệu bám dính có cốt sắt (Fe) được sử dụng trong bể aeroten. Các màng sinh học bám
dính lên bề mặt kim loại thực hiện quá trình ăn mòn sinh học liên tục làm nồng độ sắt Fe

trong aeroten tăng đột ngột, tạo điều kiện cho quá trình keo tụ hoá lý phosphate được diễn
ra nhanh chóng. Nồng độ bùn hoạt tính lơ lửng tăng, đồng thời chỉ số bùn giảm mạnh, khi
đó hiệu quả loại bỏ phosphorus (P) đạt 100% cho nước thải sinh hoạt (bảng 2). Số lượng
cốt sắt cần thiết được tính theo công thức:
Với: A
Fe
: bề mặt cốt sắt cần thiết (m
2
)
A
Fe
=
)(.
)).()(.(319,0
3
4
3
4
3
4
+
++
−
POqD
QPOCPOC
EXEN
Q: lưu lượng nước thải giờ max (m
3
/h).
)(),(

3
4
3
4
++
POCPOC
EXEN
: nồng độ phosphate vào và ra khỏi công trình xử lý.
D: đường kính sợi cốt thép
)(
3
4
+
POq
: tải trọng phosphat trên diện tích sợi thép,
ngdmPOg ./)(
23
4
+
Kết quả thực nghiệm nghiên cứu xử lý P trên mô hình thực nghiệm.
.
Hình 4. Sơ đồ xử lý phosphrus (P) bằng phương pháp sinh học sử
dụng vật liệu bám dính cốt sắt (Fe) không có bùn hoạt tính tuần
hoàn
Bảng 2
Chỉ số thành phần nước thải Vào(trước xử lý) Ra(sau xử lý)
Phosphate (
+
3
4

PO
), mg/l
4 - 12 KXD
**
- 1
BOD
5
, mg/l 100 - 250 3 – 10
+
4
NH
, mg/l
15 - 25 8 - 12

1
Nước
thải vào

Nước thải sau
xử lý

1.Vật liệu bám dính cốt sắt

aeroten

Bể lắng

Bùn hoạt tính
thừa

**KXD - không xác định được trên máy
Xử lý thuỷ ngân (Hg)
Sử dụng hệ vi sinh bám dính còn có thể loại bỏ được kim loại nặng ra khỏi nước thải.
Công nghệ loại bỏ Hg
2+
khỏi nước thải xí nghiệp hoá chất bằng vi sinh vật chịu được thuỷ
ngân được phát minh và ứng dụng tại Trung tâm công nghệ sinh học GBF, Brauschweig,
Đức. Các chủng vi sinh vật dòng Psedomonas được cấy lên các vật liệu bám dính của bể
phản ứng sinh học bioreactor. Nước thải công nghiệp hoá chất có nồng độ thuỷ ngân 3-
10mg Hg/l được trung hoà và cung cấp liên tục vào bể bioreactor với lưu lượng 0,7m
3
/h -
1,2m
3
/h. Hiệu quả xử lý thuỷ ngân đạt 97% với thời gian xử lý 10h. Nồng độ thuỷ ngân
trong nước sau khi xử lý là 50µg Hg/l. Trong trường hợp kết hợp bể bioreactor với hấp thụ
bằng than hoạt tính, nồng độ thuỷ ngân (Hg) sau khi xử lý đạt 10µg Hg/l .
3. Kết luận
Việc nghiên cứu và ứng dụng hệ vi sinh bám dính để xử lý triệt để nước thải sinh hoạt và
công nghiệp mở ra các khả năng mới trong việc giảm thiểu các chỉ tiêu như BOD, SS, N, P
và thậm chí là kim loại nặng (VD: thuỷ ngân Hg) xuống dưới nồng độ cho phép. Phương
pháp này có ưu điểm là đơn giản và tiết kiệm trong vận hành. Lượng bùn dư của hệ vi sinh
bám dính ít hơn nhiều so với hệ bùn hoạt tính lơ lửng, do đó chi phí để xử lý bùn cũng ít
hơn. Các công trình xử lý dùng hệ vi sinh bám dính cũng gọn nhẹ và dễ hợp khối, mở ra
triển vọng ứng dụng rộng rãi, đặc biệt là đối với các công trình xử lý vừa và nhỏ trong dân
dụng và công nghiệp.
Ở Việt Nam hoàn toàn có thể áp dụng các mô hình công nghệ ở trên. Tuy nhiên do điều
kiện khí hậu nhiệt đới, thêm vào đó là thành phần nước thải của Việt Nam như BOD,
COD, N, P khác nhiều so với thành phần nước thải của các nước phát triển (Âu, Mỹ) mà
việc áp dụng có hiệu quả các công nghệ xử lý triệt để nước thải sinh học tiên tiến cần phải

được nghiên cứu bổ sung bằng mô hình pilot thực nghiệm trong phòng thí nghiệm hoặc tại
các khu đô thị và công nghiệp để lựa chọn các thông số kỹ thuật công nghệ, thích hợp với
điều kiện Việt Nam.
(Nguồn tin: T/C Xây dựng, số 3/2007)