Sự biến đổi của các chất ô nhiễm trong nước rỉ rác được xử lý bởi sự kết hợp các bể phản ứng

HVTH: Nguyễn Đức Toàn
Trần Thị Thanh Thư
LOẠI BỎ NITO AMONIAC TRONG NƯỚC RỈ RÁC BẰNG MÔ HÌNH THẢM
THỰC VẬT
(Removal of ammoniacal nitrogen from landfill leachate by irrigation onto vegetated
treatment planes)
Tóm tắt
Nước rỉ rác là một loại chất lỏng bị ô nhiễm do việc xử lý chất thải rắn và chất
lỏng ở các bãi chôn lấp mà phải được xử lý trước khi xả ra. Xử lý nước rỉ rác bằng mô
hình thảm thực vật đã được sử dụng tại các bãi chôn lấp ở Anh nhưng ít được chú ý
khoa học. Bài viết này mô tả các nghiên cứu về mô hình xử lý nước rỉ rác trong đó tập
trung vào việc loại bỏ nitơ amoniac (NH3-N). Thử nghiệm mô hình xử lý quy mô nhỏ
và quy mô lớn đã được xây dựng, thực hiện bằng đất thịt pha đất sét và thảm thực vật
với cỏ Agrostis stolonifera. Nước rỉ rác đã được áp dụng ở mức nạp thủy lực khác
nhau, từ 17-217 l/m2/d. Một mối quan hệ hàm mũ đã được sử dụng để mô tả quá trình
loại bỏ NH3-N. Không có mối quan hệ được quan sát giữa tốc độ nạp thủy lực và hằng
số tỉ lệ loại bỏ NH3-N (R2 = 0,0039). Tốc độ loại bỏ khối lượng NH3-N cụ thể hàng
ngày có quan hệ tuyến tính với nồng độ NH 3-N vào lúc bắt đầu xử lý trong ngày hôm
đó (R2 = 0,35). Nguyên nhân của sự thay đổi tốc độ loại bỏ NH 3-N giữa các thí nghiệm
sẽ được thảo luận.
1. Giới thiệu
Chôn lấp là việc xử lý chất thải trong không gian trống sử dụng sỏi hoặc đất sét.
Các hoạt động chôn lấp có thể ảnh hưởng đến môi trường. Ngoài hàm lượng độ ẩm
ban đầu của chất thải rắn và bất kỳ chất thải lỏng đầu vào, nước có thể nhập các bãi
chôn lấp do hậu quả của sự xâm nhập của lượng mưa, nước mặt hoặc nước ngầm. Liên
hệ giữa loại nước này và các chất thải tạo ra một nước rỉ rác ô nhiễm với một loạt các
chất hữu cơ và vô cơ hòa tan. Nói chung, nước rỉ rác được tạo ra từ thời gian gần đây
chứa đầy nước thải sinh hoạt có nhu cầu cao oxi sinh hóa 5 ngày (BOD 5) là cao,
khoảng 10000 mg/l, và tổng nitơ amoniac (NH 3-N) nồng độ vượt quá 1000mg/l. Đây
là một hậu quả của sự xuống cấp vi sinh đối với các chất hữu cơ trong điều kiện yếm

khí. Trong bãi rác cũ, các hợp chất dễ phân hủy sinh học đóng góp cho BOD 5 được
chuyển đổi bởi một loạt phản ứng vi sinh phức tạp tạo thành khí metan và cacbon
đioxit và có thể được khai thác từ các khí bãi rác. Vì không có cơ chế cụ thể cho quá
trình chuyển đổi NH3-N ở bãi rác, nồng độ NH3-N vẫn ở mức cao trong chất thải cũ.
Chất thải chôn lấp sẽ tiếp tục tạo ra nước rỉ rác bị ô nhiễm với NH 3-N trong nhiều năm
sau khi ngừng hoạt động làm đầy hố rác.
Nước rỉ rác ở dạng chưa qua xử lý không thích hợp để xả trực tiếp vào nguồn
nước trên bề mặt vì BOD và nồng độ NH 3-N cao sẽ có tác động nghiêm trọng đến hệ
sinh thái của nước nhận được. Mặc dù hiệu quả của hệ thống tiên tiến để xử lý nước rỉ
rác là có, nhưng một số nhà điều hành bãi rác tìm kiếm giải pháp thay thế do giá vốn
cao và yêu cầu quản lý chuyên ngành. Hệ thống xử lý trên đất liền là một thay thế hấp
dẫn cho nhà điều hành bãi rác cũng như họ sử dụng một nguồn tài nguyên đất hiện có,
chúng được coi là rẻ để xây dựng và vận hành, và không cần quản lý chặt chẽ. Một hệ
thống trên đất liền được xem là một biện pháp 'stop-gap', cho phép đầu tư một hệ
thống tiên tiến xử lý nước rỉ rác giá cao được tạm dừng, có lẽ cho đến thời gian khi
chấm dứt hoạt động. Ngoài ra, hệ thống trên đất liền có thể được sử dụng kết hợp với
một hệ thống bể thường dựa trên vai trò đánh bóng.
Một ví dụ về một hệ thống trên đất liền rộng rãi được thông qua tại các bãi chôn
lấp ở Anh là mô hình xử lí nước rỉ rác. Mô hình xử lý trong khu vực có thảm thực vật,
đất dốc, thường được thi công bằng cách sử dụng các loại có đất độ thẩm thấu thấp mà
nước rỉ rác được áp dụng từ một đầm phá tuần hoàn. Dòng chảy của nước rỉ rác trên
mặt đất được hỗ trợ bởi độ dốc, việc thiếu thẩm thấu thẳng đứng và tốc độ cao của các
ứng dụng xử lý nước thải. Hậu quả là, nước rỉ rác tương tác với các tầng trên của đất
và các thảm thực vật rồi nó sẽ tuần hoàn về vùng đầm phá, do đó nghiên cứu sử dụng
các thuật ngữ chung là hệ thống xử lý ''dòng chảy trên mặt đất''. Quá trình tuần hoàn
tiếp tục (có lẽ trong vài tuần) cho đến khi toàn bộ lô nước rỉ rác trong đầm đạt tiêu
chuẩn chất lượng cần thiết.
Một số lượng hạn chế các nghiên cứu đã được thực hiện trong các cơ chế loại
bỏ NH3-N trên hệ thống xử lý dòng chảy trên mặt đất. Các công trình chính được báo

cáo bởi Kruzic và Schroeder nghiên cứu về hệ thống dùng để xử lý nước thải ổn định


sau. Trong một loạt các thí nghiệm sử dụng hệ thống một chiều, xử lý phòng thí
nghiệm, họ kết luận rằng:
• một quá trình lưu trữ (có thể trao đổi cation) đạt hiệu quả cho loại bỏ
NH3-N một ngày và sau đó được giải phóng ở dạng nitrat vào những ngày tiếp theo;
• nitrat hóa là một quá trình trọng yếu (nồng độ nitrat cao trong nước thải
xử lý)
• khử nitơ là quá trình loại bỏ một số các sản phẩm NO 3-N là kết quả trong
quá trình nitrat hóa.
Mặc dù các hệ thống xử lý nước rỉ rác nhà máy đã được sử dụng ở Anh trong
nhiều năm, ít ai biết về các cơ chế xử lý liên quan đến hoặc các yếu tố ảnh hưởng hiệu
quả xử lý. Bài báo này báo cáo kết quả của các nghiên cứu về mô hình xử lý thí
nghiệm được thiết kế để nâng cao sự hiểu biết của chúng ta về cơ năng nitơ amoniac
trong các hệ thống xử lý vùng đồng cỏ nhân tạo.
2. Phương pháp
2.1. Giới thiệu
Mô hình xử lý tác nghiệp có thể có một diện tích bề mặt của một vài hecta, do
đó, nó được xem là hấp dẫn để xây dựng một hệ thống thí nghiệm lớn như thực tế cho
phép. Theo đó, 10 ô riêng lẻ 25m dài x 1m rộng quy mô cánh đồng được xây dựng tại
Silsoe, Bedfordshire, Anh. Ngoài các ô quy mô cách đồng, thêm dữ liệu thu được từ
các thí nghiệm được thực hiện bằng cách sử dụng quy mô máng nhỏ 2m dài x 0.4m
rộng.
2.2. Ruộng quy mô: thiết kế, xây dựng và hoạt động
Giai đoạn đầu tiên của xây dựng là đào một hố (khoảng 16m dài x 2.5m rộng x
2m sâu) để giữ bể chứa tiếp nhận 1,2 m3 nơi sẽ thu nhận nước rỉ rác chảy tràn từ các ô.
Một cơ sở bê tông cốt thép được đặt ở dưới đáy của hố và gắn liền với cốt thép, tường
chắn khối rỗng. Chuẩn bị mô hình xử lý bắt đầu vào hoàn thiện các hố. 0.4m của lớp
đất mặt đã được gỡ bỏ bằng cách sử dụng một máy xúc, diện tích từ 25m x 16m tiếp

giáp với các hố và dự trữ để sử dụng sau. Các máy xúc sau đó được sử dụng để loại vị
trí để cung cấp cho 2% đường dốc xuống và 0% đường dốc ngang với đầu dưới giao
nhau bờ dốc của bức tường chắn hố.


Mười ô này sau đó được đánh dấu ra thành năm cặp, mỗi cặp cách nhau bởi
một con đường rộng 1m để tiếp cận (Hình 1). Một khung gỗ được dựng lên trên từng ô
và để ngăn chặn sự rò rỉ ở các ô đất, một tấm polyethylene được định vị phía trên
khung gỗ, bao gồm mỗi cặp ô như thể hiện trong hình 2. Các khối lớp đất bề mặt dự
trữ được chia để tạo thành nhỏ hơn, quản lý tổng hợp hơn với máy bừa điện và cẩn
thận thay thế bên trong ô polythene phủ mặt. Mảnh đất sau đó được tưới bằng nước
ngọt trong 8h và được cho phép hợp nhất trong một tuần. Diện tích cao và thấp trên bề
mặt mảnh đất được san bằng bằng cách làm nghiêng và mức độ kiểm tra tại chu kỳ 1m
dốc xuống để đảm bảo rằng một cách thống nhất đạt được độ dốc 2%.

Hình 1. Bố trí của mô hình xử lý thử nghiệm quy mô cánh đồng.

Hình 2. Sơ đồ của một mặt cắt ngang của một cặp ô.


Hạt giống bãi cỏ Agrostis stolonifera được gieo trên mảnh đất đã hoàn thành, ở
mức khuyến cáo của nhà cung cấp (50g/m 2). A. stolonifera đã được lựa chọn bởi vì nó
là một đại diện nổi trội về các bãi cỏ trên hai mô hình xử lý tại chỗ. Ở cả hai nơi, cỏ
xuất hiện để chịu được ngập lụt định kỳ với nước rỉ rác mà không có tác động xấu rõ
ràng. Trong các thử nghiệm bình, A. stolonifera đã vượt trội so với loài cỏ chịu mặn và
ngập úng chịu khác (ví dụ như Spartina townsendii và Pucinellia maritima) khi được
tưới bằng nước thải thô và có thể tồn tại trong nhiều tuần ngập trong nước có chứa
nồng độ clorua cao.
Một bể cung cấp 1.2 m3 được đặt trên bờ đập ở cuối phía trên của mỗi ô. Bãi rác
cho các thí nghiệm xuất phát từ bãi chôn lấp Calvert của Shanks Ltd ở

Buckinghamshire, Anh. Calvert mở cửa vào năm 1980 và được phân loại theo
Robinson như một bãi rác lớn, tương đối khô với một tỷ lệ đầu vào chất thải cao. Các
nước rỉ rác được sử dụng trong các thí nghiệm này xuất phát từ một phần của bãi rác
có đặc điểm như men vi sinh methanogenic với BOD thấp (thường <200mg/l). Một
bản tóm tắt chất lượng nước của nước rỉ rác Calvert thô trong suốt thời gian thí nghiệm
được trình bày trong Bảng 1. Nước rỉ rác từ các bể chứa cung cấp đã được áp dụng ở
phía trên của các ô bằng cách sử dụng một sắp xếp bờ kè đơn giản. Dòng chảy tràn từ
các ô đất được thu thập ở hai bể tiếp nhận 1.2 m3 nối liền tại các cơ sở của dốc.
Bảng 1. Chất lượng nước rỉ rác thô từ bãi chôn lấp Calvert trong thời gian nghiên cứu

Các ô đất đã được vận hành theo chu kỳ 24h. Quá trình xử lý nước rỉ rác bắt
đầu lúc 10 giờ sáng và liên tục trong 5h. Đất sau đó được cho phép để thoát và khô
trong 19h cho đến khi giai đoạn ứng dụng tiếp theo bắt đầu vào ngày hôm sau. Trong
công trình của họ với hệ thống dòng chảy tràn mặt cho việc xử lý nước thải sinh hoạt,


Smith và Schroeder chứng minh rằng tiến hành liên tục (24h/ngày) là có hại cho quá
trình xử lý. Một khoảng thời gian sấy cho phép oxy trong khí quyển để khuếch tán vào
đất, cho phép các quá trình oxy hóa hợp chất hữu cơ và NH 3-N để tiến hành. Nước rỉ
rác được bơm trở lại vào bể cung cấp vào mỗi buổi sáng mà tại đó các mẫu được lấy
để phân tích hóa học.
2.3. Quy mô máng nhỏ: thiết kế, xây dựng và hoạt động
Máng 2m dài x 0.4m rộng x 0.2m sâu được xây dựng từ các tấm thép mềm
theo một thiết kế sử dụng trước đó bởi Pawson (Hình 3). Máng được dần dần lấp đầy
đến độ sâu khoảng 0.1m với đất thịt pha đất sét (Evesham series) tìm thấy tại nơi thử
nghiệm tại Silsoe. Đất sau đó được phủ bằng cỏ, rút ra từ một mô hình xử lý hoạt động
chạy bởi Shanks tại Calvert ở Buckinghamshire, Anh. Các loài cỏ chủ yếu hiện nay là
Agrostis stolonifera (leo uốn cong). Máng được bố trí sao cho chúng có độ dốc xuống
2% và dốc ngang 0%. Nước rỉ rác được áp dụng cho mỗi máng từ hồ chứa 220 l riêng
của nó (một thùng polypropylene) mà xả ra lưu lượng của nó thông qua một van điều

khiển với một vị trí đường ống phân phối ngang ở cuối phía trên của máng. Ở phần
thấp của máng, nước rỉ rác chảy tràn được thu thập trong một thùng polypropylene 220
l giống hệt nhau. Máng đã được vận hành trong cùng một cách như các ô đất.

Hình 3. Sơ đồ bố trí thực nghiệm của các máng.
2.4. Ô đất và chương trình thí nghiệm máng


Biến số thực nghiệm chính theo điều tra là tốc độ tải thủy lực. Tốc độ tải thủy
lực có khả năng ảnh hưởng đến chức năng hoạt động của hệ thống trong một số
phương pháp. Tại tốc độ tải thủy lực thấp, nước rỉ rác có thể không được phân phối tốt
dẫn đến tiếp xúc kém với diện tích bề mặt có sẵn của mô hình xử lý. Với tốc độ tải
thủy lực cao hơn, độ sâu của dòng chảy sẽ tăng lên. Điều này sẽ lần lượt dẫn đến vận
tốc dòng cao hơn và thời gian cư trú thấp. Tải trọng thủy lực đã được thử nghiệm trong
phạm vi 17-217 l/m2/d (17-217 mm/d) (Bảng 2 và 3). Điều này so sánh với tốc độ tải
thủy lực ước tính 52-72 l/m 2/d (52-72 mm/d) tại mô hình xử lý được thực hiện bởi
Shanks Ltd.
Bảng 2. Tóm tắt các chương trình thực nghiệm máng a

a

NB: Tốc độ tải thủy lực dùng để chỉ khối lượng nước rỉ rác áp dụng cho mỗi

mét vuông diện tích bề mô hình xử lý trong thời gian 5 giờ trong chu kỳ hàng ngày mà
nước rỉ rác đã được áp dụng.
Bảng 3. Tóm tắt các chương trình thực nghiệm ô đất a


a

NB: Tốc độ tải thủy lực dùng để chỉ khối lượng nước rỉ rác áp dụng cho mỗi

mét vuông diện tích bề mô hình xử lý trong thời gian 5 giờ trong chu kỳ hàng ngày mà
nước rỉ rác đã được áp dụng.
Bước đầu thử nghiệm trên ô đất đã thu hút sự chú ý đến vấn đề thực tế liên quan
đến các thí nghiệm quy mô lớn hơn. Nó đã được tìm thấy rằng, dung lượng 1.2 m 3 của
bể chứa cung cấp là không đủ để duy trì một cuộc chạy thực nghiệm dài hơn 2 tuần về
một ô đất 25 m2 do mất nước do bốc hơi nước. Ví dụ, trong thời tiết nóng, bốc hơi
nước có thể là 3mm/d, tương đương 75 l mỗi ô 25m mỗi ngày. Vấn đề này đã được
khắc phục trong hai cách. Thứ nhất, chiều dài ô (và do đó diện tích) được giảm bằng
cách di chuyển các máng phân phối xuống các ô đất. Như vậy chiều dài ô khoảng 10m
hoặc 20m được sử dụng để tăng tốc độ tải thủy lực. Thứ hai, các thể tích bể cung cấp
của từng ô đã được tăng lên bằng cách nối liền các bể chứa cung cấp cho hai ô đất với
nhau để thành một ô đất duy nhất.
2.5. Lấy mẫu và phân tích
Mẫu nước rỉ rác được lấy vào mỗi buổi sáng các ngày trong tuần sau sự trở lại
của nước rỉ rác được xử lý vào ngày trước đó từ bể tiếp nhận vào bể cung cấp. Trước
khi lấy mẫu, hàm lượng của mỗi bể chứa cung cấp được khuấy mạnh để đảm bảo rằng
nước rỉ rác được xử lý và bất kỳ nước rỉ rác chưa qua xử lý được trộn kĩ (ở mức tải
thủy lực thấp, không phải tất cả các thể tích bể cung cấp đã được thải mỗi ngày). Tất
cả các mẫu nước rỉ rác ngay lập tức được làm lạnh và vận chuyển bằng thùng lạnh để
phân tích trong phòng thí nghiệm. NH 3-N, NO2-N và NO3-N được đo hàng ngày bằng
cách bằng cách sử dụng một quang phổ kế đo màu Hydrocheck 60 0C (WPA Ltd,
Cambridge, Vương quốc Anh). COD, Cl và pH cũng được đo hàng ngày nhưng vì mục
đích ngắn gọn, những dữ liệu này không được thảo luận.
3. Kết quả và thảo luận
3.1. Động học quá trình loại bỏ NH3 - N
Việc tuần hoàn của nước rỉ rác trên mô hình xử lý thí nghiệm dẫn đến một sự
chậm chạp, tiến tới giảm nồng độ NH 3-N của nó trong khoảng thời gian vài tuần. Một
mô hình tương tự loại bỏ NH3 - N được sản xuất ở cả máng và các thí nghiệm. Loại bỏ

NH3 - N là tương đối nhanh chóng trong vài ngày đầu tiên, nhưng từ từ giảm dần như


thí nghiệm tiến hành . Điều này thường cho sự xuất hiện của một đường cong khi nồng
độ NH3 - N đã giảm qua các ngày thử nghiệm (Hình 4).

Hình 4. Một ví dụ điển hình của việc loại bỏ NH3 - N từ một loạt các nước rỉ rác (thử
nghiệm A, quy mô nhỏ máng 1).
Một mối quan hệ số mũ đã được tìm thấy để phù hợp nhất với các dữ liệu thực
nghiệm. Các phương trình đường phù hợp nhất và các hệ số liên quan xác định (R 2)
cho mỗi thí nghiệm máng và con số được thể hiện trong Bảng 4.
Bảng 4: Phương trình hàm mũ phù hợp nhất và hệ số xác định (R2) cho từng phương
pháp tiến hành thí nghiệm


Các giá trị của k (hằng số tốc độ phản ứng ) xuất phát từ các phương trình đường phù
hợp nhất, đã làm giảm tỷ lệ tải thủy lực tương ứng cho mỗi lần thử nghiệm (Hình 5).

Hình 5. Mối quan hệ giữa tốc độ tải thủy lực và hằng số tốc độ loại bỏ nitơ amoniac
(k)
Các điểm tán xạ và giá trị thấp có liên quan của R 2 (0,0039) gợi ý rằng có mối
quan hệ giữa tốc độ tải thủy lực và tốc độ loại bỏ NH3-N. Điều này cho thấy rằng yếu
tố có liên quan đến tốc độ tải thủy lực là tính thống nhất của phân phối nước rỉ rác và
thời gian lưu của nước rỉ rác, trong thực tế là không ảnh hưởng đến hiệu quả xử lý.
Tuy nhiên, tốc độ loại bỏ NH3-N liên tục cho mỗi lần thử nghiệm tiến hành là
khác nhau đáng kể. Hệ thống xử lý trên đất liền rất phức tạp và một số yếu tố có thể
ảnh hưởng tốc độ loại bỏ NH 3-N trong quá trình thí nghiệm. Thay đổi không gian
trong khả năng hấp phụ NH3-N và trạng thái của quần thể vi khuẩn nitrat của đất sử
dụng có thể được mong đợi. Tại điểm cuối của phạm vi tỷ lệ ứng dụng được sử dụng
có khả năng tiếp xúc giữa các mô hình xử lý và các nước rỉ rác sẽ được giảm bớt do

lưu lượng lớn. Nhiệt độ cũng có thể ảnh hưởng đến tốc độ loại bỏ NH 3-N do ảnh
hưởng đến tốc độ của quá trình nitrat hóa và còn lại một ít do quy trình vi sinh và hóa
học khác. Các thí nghiệm kéo dài từ đầu mùa xuân qua đầu mùa thu, đó là lý do để cho
rằng nhiệt độ sẽ góp phần vào sự biến đổi tốc độ. Trước đây, xử lý hóa học và sinh học
là một yếu tố khác có thể có đóng góp vào sự biến đổi tốc độ. Ví dụ, có thể mất vài
ngày cho vi khuẩn nitrat trong đất hình thành lên đến mức độ cần tiền xử lý, sau đó xử


lý nước rỉ rác. Nước rỉ rác vào đất kèm theo vi sinh vật khác kết hợp với các vi sinh
vật khác từ đất đã có trong nước rỉ rác từ nhiều lần trước đây. Tương tự như vậy, có
thể hiểu rằng các chất có thể tích lũy trong đất sau các ứng dụng được lặp đi lặp lại của
nước rỉ rác có thể ảnh hưởng đến sự hấp phụ hóa học hay quá trình suy thoái của vi
sinh. Sự khác biệt hóa học về nước rỉ rác thô cũng có thể ảnh hưởng đến hoạt động các
vi sinh của bề mặt xử lý và do đó đóng góp vào sự khác biệt về tốc độ loại bỏ NH 3-N
giữa những lần thử nghiệm. Nồng độ nitrit cao có thể đạt được, mà đã có mặt tại một
số các ô nguyên liệu nước thải lấy từ các bãi chôn lấp Calvert, có thể cho ví dụ đã có
ảnh hưởng tiêu cực trên các vi khuẩn oxy hóa NH 3-N thông qua sự ức chế sản phẩm
cuối cùng. Trong khi đó lý do để cho rằng tất cả các yếu tố nêu trên có thể đã góp phần
vào sự biến đổi quan sát được, tầm quan trọng tương đối của các yếu tố đơn lẻ chưa
được biết rõ.
3.2. Mối quan hệ loại bỏ NH3-N tổng quát
Các dữ liệu từ ba thí nghiệm máng và hai thí nghiệm ô được gộp lại để được
một mối quan hệ khái quát giữa tốc độ loại bỏ NH 3-N (kgNH3-N/m2/ngày) và nồng độ
NH3-N trong nước rỉ rác. Đối với mỗi ngày của mỗi thí nghiệm, khối lượng loại bỏ của
NH3- N đã được tính toán và xử lý nồng độ NH3-N ban đầu (Hình 6).

Hình 6. Mối quan hệ giữa tốc độ loại bỏ NH3 - N và nồng độ từ dữ liệu thực nghiệm
gộp.
Hình 6 cho biết rằng có một mối quan hệ giữa tốc độ loại bỏ NH3-N hàng ngày và
nồng độ NH3-N. Một đường hồi quy tuyến tính biểu diễn cho các dữ liệu thực nghiệm

mà có một tương quan tích cực đáng kể (p =0.01) giữa tỷ lệ loại bỏ NH 3-N và nồng độ
NH3-N, mặc dù đường hồi quy chỉ giải thích được 35% của việc quan sát được . Mối
quan hệ này có thể được sử dụng để mô phỏng hiệu suất xử lý bề mặt và có thể hình
thành cơ sở của một phương pháp thiết kế hệ thống.
3.3. Kết quả của loại bỏ NH3 - N
Một sự cân bằng nitơ vô cơ đơn giản được tiến hành bằng cách chuyển đổi
nồng độ NH3-N, NO2-N và NO3-N tại lúc đầu và cuối của thí nghiệm ở diện rộng dựa
vào giá trị của khối lượng, như được trình bày trong Bảng 5.
Bảng 5. Khối lượng của nitơ trong nước thải ở lúc đầu và cuối của thí nghiệm A-E

Trong mỗi thí nghiệm có giảm đáng kể khối lượng của nitơ vô cơ. Loại bỏ NH 3-N
thường chiếm phần lớn các chất nitơ vô cơ được loại bỏ. Tuy nhiên, khối lượng của
NO3-N có trong nước rỉ rác không được xử lý vào cuối mỗi thí nghiệm, chiếm khối
lượng của NH3-N và NO2-N loại bỏ. Chênh lệch giữa sự giảm nitơ và tăng nitrat cũng
đã được quan sát bởi Kruzic và Schroeder về lưu lượng nước thải sinh hoạt trên mặt
đất. Kruzic và Schroeder lập luận rằng sự trao đổi cation của các ion amoni ở bề mặt
đất nhanh, trong thời gian ngắn nhất, để loại bỏ N vô cơ trong các nước thải đang xử
lý. Lượng nitơ giảm là rõ ràng. Thí nghiệm tăng nitrat đột biến thực hiện bởi Kruzic và
Schroeder chỉ ra rằng quá trình khử nitơ đã xảy ra. Khí amoniac thoát vào khí quyển
qua quá trình bốc hơi cũng có thể xảy ra. Trong các nghiên cứu của bề mặt nước thải
bùn, Ryan và Keeneys cho thấy rằng giữa 11% lượng nitơ và 60% lượng amoniac đã


bị suy giảm bởi sự bốc hơi, với sự biến thiên là phụ thuộc vào loại đất. Đất có diễn ra
một sự trao đổi cation tương đối cao. Các loại đất có khả năng trao đổi cation tương
đối cao, chẳng hạn dùng các thí nghiệm Silsoe, lượng bay hơi tương đối thấp. Một
thành phần thâm hụt nitơ có thể được giải thích bởi sự đồng hóa nitơ vô cơ thành sinh
khối thực vật. Ước tính thực hiện trong quá trình thí nghiệm chỉ ra rằng E giữa 3% và

11% tổng thâm hụt nitơ cho thí nghiệm có quy cho trên mặt đất sản xuất sinh khối.
4. Kết luận
1. Loại bỏ NH3-N của nước thải áp dụng cho thử nghiệm xử lý nước rỉ rác là một quá
trình chậm so với hệ thống xử lý nước thải thông thường. Một mối quan hệ hàm mũ đã
được tìm thấy để phù hợp tốt nhất với các dữ liệu thực nghiệm (R 2 trong khoảng 0,830,99).
2. Tốc độ loại bỏ NH3-N đã được tìm thấy để thay đổi đáng kể giữa những lần thử
nghiệm. Mối quan hệ đã được quan sát giữa tốc độ tải thủy lực và hằng số tốc độ loại
bỏ NH3-N (R2= 0. 0039).
3. Khối lượng NH3-N loại bỏ ở mỗi mét vuông trong một ngày có quan hệ tuyến tính
với nồng độ NH3-N ban đầu như sau: tốc độ loại bỏ NH 3-N (kg/m2/d) = 2.10 -5 x nồng
độ NH3-N (mg/l). Mối quan hệ này có thể được sử dụng như một cơ sở cho một mô
hình thí nghiệm đơn giản mô phỏng quá trình xử lý nước thải. Việc phát triển của ứng
dụng này phải tính đến sự quan sát biến thiên thí nghiệm là đáng kể và sự cần thiết cho
việc bao gồm các dữ liệu khí hậu vì vậy mà những thay đổi về khối lượng nước rỉ rác
có thể được đáp ứng trong tính toán.
4. Khối lượng loại bỏ NH 3-N và NO2-N từ nước thải không thể xác định bằng sản
phẩm NO3-N trong nước thải. Một sự kết hợp của hóa học và quá trình sinh học có khả
năng giảm của nitơ trong hệ thống này.